IMPACTO AMBIENTAL NA ÁREA DO ATERRO SANITÁRIO E ... · Impacto ambiental na área do Aterro...
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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENFERMAGEM DE RIBEIRÃO PRETO IMPACTO AMBIENTAL NA ÁREA DO ATERRO SANITÁRIO E INCINERADOR DE RESÍDUOS SÓLIDOS DE RIBEIRÃO PRETO, SP: Avaliação dos níveis de metais pesados. Susana Inés Segura Muñoz Tese apresentada à Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto da Universidade de São Paulo, para concorrer ao Título de Doutor, pelo Programa de Pós- Graduação de Enfermagem em Saúde Pública - Linha de Pesquisa: Saúde Ambiental. Ribeirão Preto 2002 UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENFERMAGEM DE RIBEIRÃO PRETO
IMPACTO AMBIENTAL NA ÁREA DO ATERRO SANITÁRIO E INCINERADOR DE RESÍDUOS SÓLIDOS DE RIBEIRÃO
PRETO, SP: Avaliação dos níveis de metais pesados.
Susana Inés Segura Muñoz
Tese apresentada à Escola de Enfermagem de
Ribeirão Preto da Universidade de São Paulo, para
concorrer ao Título de Doutor, pelo Programa de Pós-
Graduação de Enfermagem em Saúde Pública - Linha
de Pesquisa: Saúde Ambiental.
Ribeirão Preto
2002
UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
ESCOLA DE ENFERMAGEM DE RIBEIRÃO PRETO
IMPACTO AMBIENTAL NA ÁREA DO ATERRO SANITÁRIO E INCINERADOR DE RESÍDUOS SÓLIDOS DE RIBEIRÃO
PRETO, SP: Avaliação dos níveis de metais pesados.
Susana Inés Segura Muñoz
Tese apresentada à Escola de Enfermagem de
Ribeirão Preto da Universidade de São Paulo, para
concorrer ao Título de Doutor, pelo Programa de Pós-
Graduação de Enfermagem em Saúde Pública - Linha
de Pesquisa: Saúde Ambiental.
Orientadora: Profa. Dra. Angela Maria Magosso Takayanagui
Ribeirão Preto
2002
FICHA CATALOGRÁFICA Preparada pela Biblioteca Central do Campus Administrativo
de Ribeirão Preto / USP
Segura Muñoz, Susana Inés Impacto ambiental na área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto, SP: avaliação dos níveis de metais pesados. 131 p. : il. ; 30cm
Tese de Doutorado, apresentada à Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto/USP – Depto de Enfermagem Materno-Infantil e Saúde Pública. Linha de Pesquisa: Saúde Ambiental Orientadora: Takayanagui, Angela Maria Magosso
1. Metais Pesados. 2. Resíduos Sólidos. 3. Aterro Sanitário. 4. Incinerador de Resíduos de Serviços de Saúde.
5. Meio Ambiente
Data de defesa: _____/_____/_____
Banca Examinadora Prof. Dr.___________________________________________________ Julgamento:_____________________Assinatura:__________________ Prof. Dr.___________________________________________________ Julgamento:_____________________Assinatura:__________________ Prof. Dr.___________________________________________________ Julgamento:_____________________Assinatura:__________________ Prof. Dr.___________________________________________________ Julgamento:_____________________Assinatura:__________________ Prof. Dr.___________________________________________________ Julgamento:_____________________Assinatura:__________________
Ao meu esposo, Victor Hugo,
pela compreensão e carinho...
Às minhas filhas, Alicia e Camila,
pela alegria, ternura e inocência....
A memória dos meus pais, Alicia e Alfonso,
pelo amor, coragem, dedicação e saudade...
Aos meus irmãos...Henry, Lupe e Suli,
pelo apoio e complicidade...
Com todo meu amor,
é a vocês que dedico este trabalho.
Trabalho realizado com o apoio de:
- Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo – FAPESP, pelo
Auxilio à Pesquisa (Processo: Nº 99/11064).
- Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – CAPES,
pela Bolsa de Demanda Social.
AGRADECIMENTOS
À Prof. Dra. Angela Maria Magosso Takayanagui, pela sabia orientação,
amizade e confiança incutida para que conduzisse este trabalho. Por ter acreditado
nas minhas possibilidades e por ter tantas vezes entendido minhas limitações.
À Profa. Dra. Sylvia Hering, do Setor de Metais do Laboratório de Pediatria
do Hospital das Clínicas da Faculdade de Medicina de Ribeirão Preto, pelas
brilhantes sugestões oferecidas, além do carinho e amizade, que me foram de
fundamental importância.
À Dra Palmira Cupo, do Setor de Metais do Laboratório de Pediatria do
Hospital das Clínicas da Faculdade de Medicina de Ribeirão Preto, pela
disponibilidade e apoio sempre presentes.
À Biomédica Tânia Maria Beltramini Trevilato, do Setor de Metais do
Laboratório de Pediatria do Hospital das Clínicas da Faculdade de Medicina de
Ribeirão Preto, por ter acreditado na importância deste trabalho e por ter sido uma
colaboradora direta no desenvolvimento analítico deste estudo. Pessoa que revelou-
se uma extraordinária amiga, pela qual sempre guardarei um amor de irmã.
A Profa. Dra. Cláudia Benedita dos Santos, da Área de Estatística do
Departamento de Enfermagem Materno Infantil e Saúde Pública da EERP-USP, pela
valiosa assessoria nas análises estatísticas dos dados obtidos neste trabalho.
Ao Engenheiro Mauro Pereira Júnior, Diretor do Aterro Sanitário e
Incinerador de Resíduos de Serviços de Saúde do Departamento de Água e Esgoto –
DAERP, da Prefeitura Municipal de Ribeirão Preto, pela confiança e apoio para o
desenvolvimento deste estudo, desde o projeto original.
Ao Engo. Paulo Grecco, pelas valiosas contribuições num momento
importante deste estudo.
Ao Engo. Paulo Mano pela colaboração na demarcação geográfica dos
ponstos de coleta do material analisado.
Ao Engo. Otávio Cano, pelas importantes contribuições.
Ao Engo. Luiz Vizaio, da VARIAN INC de São Paulo, pela pronta
disposição na colaboração para realização de análises de metais com equipamentos
de ultima geração.
Ao Dr Graemer Waller, da Quality Control Technologies Inc. de Queensland,
Austrália, pela autorização de nossa participação no controle de certificação
interlaboratorial.
Aos alunos, Susan, Ricardo, Vinicius e Ana Carolina, do Curso de
Graduação em Enfermagem, pela colaboração na coleta de amostras.
Ás funcionárias Alessandra e Márcia, do Setor de Metais do HCFMRP/USP
e às aprimorandas da FUNDAP, Milena, Andresa e Aline, pela colaboração e
amizade.
Aos demais funcionários do Laboratório de Pediatria, pela inestimável
colaboração em diversas etapas deste estudo, particularmente a acolhida a Isa,
Adelina, Betty, Sylvia, Pedro, Helena, Lúcia e Ivonne.
Ao biomédico Carlos Cambrea, do Laboratório de Gastroenterologia do
HCFMRP/USP, pelo apoio para a realização de uma etapa da análise de metais em
amostras de solo.
Ao Prof. João Alvarez da Costa e à Eng. Cristina Filomena P. R. Pazholato,
da Universidade de Ribeirão Preto – UNAERP, pela valiosa colaboração na coleta
de amostras de água subterrânea.
Aos professores da EERP/USP, particularmente a todos os docentes do
Departamento de Enfermagem Materno-Infantil e Saúde Pública, pelo conhecimento
compartilhado.
À Olânia, Adriana, Andréa e Augusto, do Departamento MISP da
EERP/USP por toda a colaboração e apoio.
Às funcionárias da Seção de Pós-Graduação da EERP/USP pela colaboração
e apoio.
À Deolinda e Maria de Lourdes, da Sala de Leitura Glete de Alcântara, da
EERP/USP pelo pronto atendimento às muitas solicitações de minha parte.
Aos funcionários das Seções de Informática e Audiovisual, que muitas vezes
auxiliaram na realização deste trabalho, particularmente ao Rogelio, pela presteza e
competência.
Ao pessoal da Seção de Zeladoria da EERP/USP, pela amizade e apoio.
Às bolsistas do Laboratório de Saúde Ambiental de EERP/USP, pela
amizade e carinho.
Às pós-graduandas Aparecida, Leila, Maria Isabel, Sueli e Fabiana pelos
valiosos momentos compartilhados, pela amizade e apoio.
À Prof. Dra. Yvone Vicente, que teve a sensibilidade de me ajudar num
momento decisivo da minha vida, acreditando em mim e me estimulando para o
Doutorado. Agradeço a ela e a seus familiares pelas felizes noites de Natal que
compartilharam com minha família durante estes anos.
Ao pessoal da Creche Carochinha, que se constituiu na segunda família de
minhas filhas, significando um importantíssimo apoio para que eu pudesse me
dedicar integralmente ao curso de doutoramento. Meus eternos agradecimentos, pela
felicidade propiciada às minhas filhas Alicia e Camila, nessa etapa de sua infância.
À Maria, minha irmã brasileira, sempre presente, pelos cuidados esmerados
com minhas filhas e com minha casa durante minhas ausências. Meus extensivos
agradecimentos a sua filha Marilene, pela doçura de coração.
Aos meus amigos estrangeiros, pelos momentos compartilhados.
Principalmente meu abraço à Orfa, Jorge e Jorgito.
Para todas as pessoas que estiveram comigo durante essa etapa da vida que
Deus me permitiu viver... Um beijo no coração.
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS
LISTA DE TABELAS
LISTA DE ABREVIATURAS
RESUMO
SUMMARY
RESUMEN
APRESENTAÇÃO
1.INTRODUÇÃO..............................................................................................
1.1 Resíduos sólidos, definição e classificação..................................................
1.2 Sistemas de disposição e tratamento dos resíduos sólidos...........................
1.3 Resíduos sólidos urbanos e a contaminação por metais pesados.................
1.4 Efeito toxicológico dos metais pesados no ser humano...............................
1.5 Avaliação de risco e os resíduos sólidos......................................................
1.6 Problemática dos resíduos............................................................................
1.7 Objetivos.......................................................................................................
1
4
7
13
16
21
25
34
2. MATERIAL E MÉTODOS..........................................................................
2.1 Delineamento da Pesquisa.............................................................................
2.2 Procedimento Metodológico.........................................................................
35
35
35
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO..................................................................
3.1 Níveis de metais no solo, raiz e folha...........................................................
3.2 Possíveis fatores determinantes da distribuição espacial dos metais............
3.3 Variabilidade dos níveis de metais em vegetais...........................................
3.4 Metais pesados no líquido percolado............................................................
3.5 Metais pesados em água subterrânea............................................................
55
55
90
94
98
102
3.6 Importância dos valores de referência.......................................................... 105
4. CONCLUSÕES............................................................................................. 109
5. CONSIDERAÇÕES FINAIS....................................................................... 113
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS........................................................ 115
7. ANEXOS
Anexo A - Informe de Situação do Aterro Sanitário, emitido pelo DURSARP,
em 1999
Anexo B - Relatórios de Ações de Controle no Incinerador de Resíduos de
Serviços de Saúde no Município de Ribeirão Preto
Anexo C - Projeto Topográfico apresentando a localização dos pontos para
coleta das amostras
Anexo D - Registro de chuvas do Núcleo de Agronomia da Alta Mogiana,
RP/SP (Janeiro-Junho/2000)
Anexo E - Método de extração de metais e metaloides do solo por água regia-
método de digestão em placa aquecida da Australian Standard
Association
Anexo F - Condições analíticas para cada metal
Anexo G - Certificados de participação no controle inter-laboratorial emitido
por Quality Control Technologies Pty Ltd., Queensland, Australia.
Anexo H - Banco de dados elaborado a partir dos resultados obtidos das
análises laboratoriais
Anexo I - Valores orientadores para solos e águas subterrâneas no Estado de
São Paulo (CETESB, 2001)
LISTA DE FIGURAS Fig. 1 Propagação dos efeitos da poluição no meio físico e na
biota....................................................................................................
3
Fig. 2 Esquema de um lixão a céu aberto, com a presença de catadores e animais no local de descarga dos caminhões e acúmulo de chorume na superfície do solo, bem como sua absorção pelas camadas subterrâneas ........................................................................
8
Fig. 3 Esquema das características de construção de um Aterro Sanitário, mostrando a operacionalização em condições ideais de funcionamento...................................................................................
9
Fig.4 Representação simplificada da estrutura de um incinerador mostrando a operacionalização em condições ideais de funcionamento....................................................................................
11
Fig. 5 Dinâmica dos metais pesados no solo................................................ 16
Fig. 6 Mapa de localização do Aterro Sanitário e Incinerador de Ribeirão Preto ..................................................................................................
37
Fig. 7 Foto Aérea do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos Urbanos do município de Ribeirão Preto-SP......................................
38
Fig. 8 Momento de determinação dos pontos de coleta de amostras de solo e vegetais na área do Aterro Sanitário de Ribeirão Preto-SP.......................................................................................................
39
Fig.9 Canaviais limítrofes no sentido Sul do Aterro Sanitário da Cidade de Ribeirão Preto-SP..........................................................................
40
Fig.10 Pontos de coleta delimitados para cada matriz segundo sua distribuição espacial...........................................................................
41
Fig.11 Materiais utilizados para a coleta de amostras de solo, vegetais, água e chorume no local.....................................................................
45
Fig.12 Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Forno de Grafite (EAA-FG), Setor de Metais, Laboratório de pediatria e Puericultura do HCRP-FMRP/USP.........................................................................
50
Fig.13 Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Gerador de Hidretos (EAA-VGA), Setor de Metais, Laboratório de pediatria e Puericultura do HCRP-FMRP/USP...................................................
51
Fig.14 Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Chama (EAA-Chama), Setor de Metais, Laboratório de Pediatria e Puericultura do HCRP-FMRP/USP.............................................................................
51
Fig.15 Padrões certificantes provenientes do laboratório Quality Control Technologies Pty Ltd. Queensland, Austrália....................................
52
Fig.16 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cádmio (Cd), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F:folha)...................................................
60
Fig.17 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cromo (Cr), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F:folha)...................................................
67
Fig.18 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Chumbo (Pb), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F:folha)...................................................
72
Fig.19 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Manganês (Mn), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F: folha)......................................
77
Fig.20 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Zinco (Zn), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F: folha).......................................................
82
Fig.21 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cobre (Cu), segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F: folha).......................................................
87
Fig.22 Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para os metais avaliados, segundo os pontos de coleta (S: solo; R: raiz; F: folha)......................................
89
Fig.23 Mapa dos perfis topográficos da área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto, delimitados entre os paralelos 21º10’-21-º15’ S e 47º50’-47º55’ W, obtidos a partir do mapa do IBGE- folha 23-V-C-I-1 de 1979, escala 1:50000...............................................................................................
91
Fig.24 Declividade da área do Aterro sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto, a partir dos perfis topográficos da figura anterior..............................................................................................
92
Fig.25 Correlação dos níveis de Cd, Cr e Pb em amostras de raiz e folha e suas correspondentes amostras de solo...............................................
96
Fig.26 Correlação dos níveis de Mn, Zn e Cu em amostras de raiz e folha e suas correspondentes amostras de solo...............................................
97
LISTA DE TABELAS
Tab. 1 Distribuição das amostras coletadas na área do Aterro sanitário Municipal e da Mata Santa Tereza de Ribeirão Preto....................
46
Tab. 2 Métodos e limites de detecção de metais do Setor de Metais do Laboratório de Pediatria e Puericultura, FMRP/USP....................
51
Tab. 3 Nível de cádmio nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz......
56
Tab. 4 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cádmio do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário......................................
57
Tab. 5 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cádmio do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário....................................
58
Tab. 6 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cádmio do grupo controle como os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário..................................
58
Tab. 7 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cádmio do grupo controle como os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário..................................
59
Tab. 8 Nível de cromo nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz......
63
Tab. 9 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cromo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário......................................
64
Tab. 10 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cromo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário....................................
65
Tab. 11 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cromo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário..................................
65
Tab. 12 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cromo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário..................................
66
Tab. 13 Nível de chumbo nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz..............................................................................................
69
Tab. 14 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de chumbo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.......................................
70
Tab. 15 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de chumbo do grupo controle com os valores obtidos das amostras
coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário..................................... 71
Tab.16 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de chumbo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário...................................
71
Tab.17 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de chumbo do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário...................................
72
Tab.18 Nível de manganês nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz.............................................................................................
74
Tab. 19 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de manganês do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.......................
75
Tab. 20 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de manganês do grupo controle como os valores obtidos das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.....................
75
Tab. 21 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de manganês do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário...................
76
Tab. 22 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de manganês do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário....................
76
Tab. 23 Nível de zinco nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz..............................................................................................
79
Tab. 24 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de zinco do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.......................................................
80
Tab. 25 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de zinco do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.....................................................
80
Tab. 26 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de zinco do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário...................................................
81
Tab. 27 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de zinco do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário...................................................
81
Tab. 28 Nível de cobre nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz..............................................................................................
84
Tab. 29 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cobre do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.......................................................
85
Tab. 30 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cobre
do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.....................................................
86
Tab. 31 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cobre do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário...................................................
86
Tab. 32 Valores críticos de q obtidos na comparação dos valores de cobre do grupo controle com os valores obtidos das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário...................................................
86
Tab. 33 Níveis de metais pesados detectados nas amostras de chorume, segundo sua distribuição espacial, expressado em mg/L................................................................................................
101
Tab. 34 Níveis de metais pesados detectados nas amostras de água subterrânea, segundo sua distribuição espacial, expressado em mg/L................................................................................................
104
LISTA DE ABREVIATURAS
ABNT -Associação Brasileira de Normas Técnicas
ALFA (α) -Nível de Significância Alfa
ASQ -Amplitude Semi-Quartílica
Cº -Graus Celsius
Cd -Cádmio
CETESB -Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
CONAMA -Conselho Nacional de Meio Ambiente
Cr -Cromo
Cu -Cobre
DAERP -Departamento de Água e Esgoto de Ribeirão Preto
EAA-FG -Espectrofotômetro de Absorção Atómica-Forno de Grafite
EAA-VGA -Espectrofotômetro de Absorção Atómica-Gerador de Hidretos
EAA-Chama -Espectrofotômetro de Absorção Atómica-Chama
EERP -Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto
EIA-RIMA -Estudo de Impacto Ambiental-Relatório de Impacto no Meio Ambiente
EPA -Environmental Protection Agency
F -Folha
FMRP -Faculdade de Medicina de Ribeirão Preto
HCFMRP -Hospital das Clínicas da Faculdade de Medicina de Ribeirão Preto
Hg -Mercúrio
HNO3 -Ácido Nítrico
IBGE -Fundação Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
L/ -Leste/ distância em metros dos limites do Aterro Sanitário
Mn -Manganês
N/ -Norte/ distância em metros dos limites do Aterro Sanitário
O/ -Oeste/ distância em metros dos limites do Aterro Sanitário
OMS -Organização Mundial da Saúde
Pb -Chumbo
PGRSS -Plano de Gerenciamento de Resíduos de Serviços de Saúde
q -Valor crítico de q
R -Raiz
RP -Ribeirão Preto
RS -Resíduos Sólidos
RSS -Resíduos de Serviços de Saúde
S/ -Sul/ distância em metros dos limites do Aterro Sanitário
So -Solo
SP -São Paulo
SPSS -Statistical Program for Social Sciences
USP -Universidade de São Paulo
Zn -Zinco
RESUMO Segura-Muñoz, S.I. Impacto ambiental na área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto, SP: Avaliação dos níveis de metais pesados. 2002. 131p. Teses Doutorado – Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto, Universidade de São Paulo, Ribeirão Preto.
Os resíduos sólidos podem conter substâncias químicas com características tóxicas, dentre elas os metais pesados presentes em diversos materiais provenientes de indústrias, funilarias, atividades agrícolas, laboratórios, hospitais e residências. A contaminação por metais pesados apresenta um amplo espectro de toxicidade que inclui efeitos neurotóxicos, hepatotóxicos, nefrotóxicos, teratogênicos, carcinogênicos ou mutagênicos. Em Ribeirão Preto – SP há em funcionamento desde 1989, um aterro sanitário (AS) para resíduos domiciliares e um incinerador de resíduos de serviços de saúde (IRSS). Este estudo teve como objetivo fazer um diagnóstico dos níveis de metais pesados na área do AS e IRSS de Ribeirão Preto, entre 2000 e 2001. Foram realizadas análises de amostras de solo, água, chorume e vegetais, em pontos previamente demarcados na área, tendo sido avaliada a presença de mercúrio (Hg), cobre (Cu), chumbo (Pb), cádmio (Cd), manganês (Mn), zinco (Zn) e cromo (Cr) por Espectrofotometria de Absorção Atômica. Visando a obtenção de parâmetros locais, foram também analisadas amostras coletadas na Estação Ecológica na mata Santa Teresa, zona de preservação permanente do município, para comparação de valores. Pela análise dos resultados verificou-se, de um modo geral, que os níveis de metais pesados presentes nas amostras de solo e vegetais na área apresentaram concentrações significativamente superiores às detectadas nas amostras coletadas na mata Santa Teresa, evidenciando-se uma tendência de maiores concentrações no sentido Norte, fato que pode estar associado com a declividade geográfica da área, com a direção dos ventos e com a localização do incinerador. Destacam-se neste estudo os níveis de Cd, Mn e Cu presentes em amostras de solo em níveis que superaram os valores máximos estabelecidos para solos de uso agrícola no Estado de São Paulo pela CETESB, órgão estadual ambiental. O chorume também apresentou níveis de Cd, Pb, Mn, Cu em concentrações superiores às normatizadas para efluentes líquidos, segundo o Decreto 8486/76 do estado de São Paulo. A água subterrânea da área estudada não apresentou níveis de metais acima dos valores máximos permitidos, de acordo com a Portaria 1469/2000 do Ministério da Saúde. Considerando a carência de pesquisas dessa natureza no Brasil, este estudo tem gerado informações que podem constituir-se em ferramenta para a tomada de decisões político-administrativas pelas autoridades responsáveis pelo gerenciamento de resíduos sólidos, não apenas do Município de Ribeirão Preto e região, mas, também, podendo servir de parâmetro para realidades similares no país. Palavras-chave: Metais pesados, resíduos sólidos, resíduos de serviços de saúde, aterro
sanitário, incinerador, meio ambiente.
SUMMARY Segura-Muñoz, S.I. Environmental impact in the Municipal Landfill Site and Medical Waste Incinerator area in Ribeirao Preto, São Paulo: Evaluation of heavy metals levels. 2002. 131 p. Doctoral Tesis – School of Nursing of Ribeirão Preto, São Paulo University, Ribeirão Preto.
Solid waste may content toxic chemical substances such as heavy metals that are present in materials generated by industries, agricultural activities, laboratories, hospitals and houses. The contamination with heavy metals has a wide spectrum of toxicity that includes neurotoxic, hepatotoxic, nephrotoxic, teratogenic, carcinogenic or mutagenic effects. Since 1989, a municipal landfill site (MLS) for urban waste disposal has been in operation in Ribeirao Preto (Sao Paulo, Brazil) integrated with a medical waste incinerator plant (MWIP). This study aimed to do a diagnostic of the heavy metal levels in MLS and MWIP area, in 2000 and 2001. The total cadmiun (Cd), chromium (Cr), lead (Pb), manganese (Mn), zinc (Zn), cooper (Cu) and mercury (Hg) levels were analysed by Atomic Absortion Spectrophotometry in soil, water, percolated liquid and vegetables, in previously delimitated points. Samples from Santa Teresa Forest Ecological Station of Ribeirao Preto were collected as control samples. The results showed that, in general terms, the heavy metals detected in soil and vegetal samples in that area showed significant higher concentrations when compared with Santa Teresa Forest samples. The highest concentrations were detected to the North direction, these results can be associated with the topographic gradient in the area, the prevailing winds and the Incinerator localization. Special atention should be given to Cd, Mn and Cu levels detected in soil samples, that showed higher concentrations that those recomended for agricultural soil in Sao Paulo State by the Environmental Sanitation Company (CETESB). The percolated liquid also showed Cd, Pb, Mn and Cu levels higher than the maximum recomended levels according to the Sao Paulo State Law (Decreto 8486/76). The water samples showed levels according to the Brasilian Health Ministry Law (Portaria 1469/2000). Taking into account that few researches had been developed on this thematic in Brasil, the obtained results constituted an instrument for the decision makers and public managers, not only for Ribeirao Preto and region but for other cities around the country.
Key words: Heavy metals, solid waste, medical service waste, sanitary landfill site,
incinerator, environment.
RESUMEN
Segura-Muñoz, S.I. Impacto ambiental en el área del Relleno Sanitario e Incinerador de Residuos Sólidos de Ribeirão Preto, SP: Evaluación de los niveles de metales pesados. 2002. 131 p. Tesis de Doctorado – Escuela de Enfermería de Ribeirão Preto, Universidad de São Paulo, Ribeirão Preto.
Los residuos sólidos pueden contener sustancias químicas con características tóxicas, entre las cuales se encuentran los metales pesados presentes en diversos materiales de industrias, actividades agrícolas, laboratorios, hospitales e residencias. La contaminación con metales pesados presenta un amplio espectro de toxicidad que incluye efectos neurotóxicos, hepatotoxicos, nefrotóxicos, teratogénicos, carcinogénicos o mutagénicos. En Ribeirão Preto, SP, se encuentra en funcionamiento desde 1989 un relleno sanitario (RS) para residuos domiciliares y un incinerador para residuos de servicios de salud (IRSS). Este estudio tuvo como objetivo realizar un diagnóstico de la concentración de metales pesados en el área del RS e IRSS de Ribeirão Preto, entre 2000 y 2001. Fueron realizados análisis de suelo, vegetales, líquido percolado y agua en puntos delimitados en esa área, evaluando la presencia de mercurio (Hg), cobre (Cu), plomo (Pb), cadmio (Cd), manganeso (Mn), zinc (Zn) y cromo (Cr) por Espectrofotometría de Absorción Atómica. También fueron analizadas muestras colectadas en la Estación Ecológica Bosque Santa Teresa, zona de preservación permanente del municipio, para comparación de los valores. Mediante el análisis de resultados se verificó, de modo general, que los niveles de metales pesados presentes en las muestras de suelo y vegetales en el área estudiada presentaron concentraciones significativamente superiores a las detectadas en las muestras colectadas en el bosque Santa Teresa, evidenciándose un aumento de las concentraciones en el sentido Norte, hecho que puede ser asociado con la declividad geográfica del área, la dirección de los vientos y con la localización del incinerador. Se destacan en este estudio los niveles de Cd, Mn y Cu presentes en muestras de suelo en concentraciones superiores a los valores máximos recomendados para suelos de uso agrícola en el estado de São Paulo por la CETESB, órgano ambiental estatal. El liquido percolado también presentó niveles de Cd, Mn y Cu superiores a las normalizadas para efluentes líquidos en el Decreto del Estado de São Paulo 8486/76. La concentración de metales en el agua subterránea no sobrepasó los valores máximos permitidos en la Portaría 1469/2000 del Ministerio de Salud. Debido a la carencia de investigaciones de esta naturaleza en Brasil, se considera el presente estudio de significativa importancia para la generación de informaciones que pueden constituirse en importante herramienta para la tomada de decisiones político-administrativas de las autoridades responsables por el gerenciamiento de residuos sólidos, no solo del municipio de Ribeirão Preto, sino también, para realidades similares en el país. Palabras-clave: Metales pesados, residuos sólidos, residuos de servicios de salud, relleno
sanitario, incinerador, medio ambiente.
APRESENTAÇÃO
O Departamento de Enfermagem Materno-Infantil e Saúde Pública da
Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto-USP, desde a sua criação em 1986,
engloba diferentes áreas de conhecimento, tendo como fio condutor a Saúde
Coletiva, o que dá sustentação ao caráter dos seus estudos e investigações
acadêmicas. Dentre suas linhas de pesquisa, a Linha de Saúde Ambiental vem
conquistando, cada vez mais, um importante espaço na busca de estratégias para
uma melhor qualidade de vida.
A Saúde Ambiental, segundo a definição da Organização Mundial da Saúde
(OMS), é a parte da saúde pública que se ocupa das formas de vida, das substâncias
e das condições em torno do homem que podem exercer alguma influência sobre a
saúde e o bem-estar. O trabalho em saúde ambiental na sua dimensão
interdisciplinar, contempla a participação de uma equipe multiprofessional, que tem
como objetivo gerar e difundir conhecimentos nas áreas relacionadas ao meio
ambiente, dando ênfase ao saneamento ambiental, ao saneamento básico, a saúde
do trabalhador e a qualidade de vida da população.
Frente às inúmeras inquietações, referente à situação ambiental em todo o
planeta, destaca-se, para o presente trabalho, a questão dos contaminantes químicos,
tais como os pesticidas, agrotóxicos, dioxinas, furanos e metais pesados,
principalmente no que se refere à associação de seus efeitos na saúde pública, dado
aos processos de adsorção, volatilização, complexação, precipitação, acumulação,
mobilização e biotransformação que os caracterizam e, os disponibilizam na ampla
“teia da vida”.
O presente estudo trata da contaminação ambiental por metais pesados
decorrente das atividades permanentes de disposição e tratamento dos resíduos
sólidos urbanos, tanto domiciliares quanto de Serviços de Saúde, no Município de
Ribeirão Preto, SP. A idéia de realização do mesmo, nasceu do encontro de minhas
inquietações aliadas aos estudos da Linha de Pesquisa em Saúde Ambiental,
liderada pela Profa. Dra. Angela Maria Magosso Takayanagui.
Otrabalho foi estruturado em seis partes, ou seja, introdução material e
métodos, resultados, discussão e conclusão.
Na introdução é apresentada a fundamentação teórica do tema, abordando
aspectos relacionados aos resíduos sólidos, aos sistemas de disposição e tratamento
de resíduos sólidos e à contaminação por metais pesados e agravos à saúde,
decorrentes da exposição a elementos químicos e seus compostos. No final da
introdução é abordada a situação do gerenciamento de resíduos sólidos no Brasil,
com particular ênfase na realidade do Município de Ribeirão Preto, trazendo uma
descrição da sua evolução histórica e da situação atual. Logo após, são apresentados
os objetivos que nortearam o trabalho.
Em seguida é feita a descrição do percurso metodológico utilizado para a
análise dos níveis de metais pesados no solo, no chorume, na água e nos vegetais
das áreas circunvizinhas ao Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos de Serviços
de Saúde.
Posteriormente, são apresentados os resultados obtidos da análise dos metais
presentes nas amostras de solo e de vegetais, complementados por análise
estatística, verificando a significância das diferenças encontradas na área em
estudo, quando comparados os resultados com os valores obtidos nas amostras
procedentes da mata Santa Teresa, definida como local controle. São também
apresentados os resultados das análises das amostras de água subterrânea e chorume
coletadas na área do Aterro Sanitário.
Dando continuidade, é apresentada a discussão baseada nos resultados
obtidos, buscando possíveis explicações para dar sustentação aos achados, tomando
como referência a literatura existente nessa área, no nível mundial. A discussão
também foi realizada à luz de padrões já normatizados para as condições de
contaminação ambiental do Estado de São Paulo.
Nas considerações finais, é apresentada uma avaliação do estudo no
conjunto, levando em conta suas repercussões e as questões levantadas a partir
desse trabalho, de forma a poder representar ferramentas na tomada de decisões
políticas pelas autoridades locais, com a finalidade de estabelecer programas que
melhorem a qualidade de vida e a saúde pública no município e região.
É importante destacar que a realização deste projeto tem permitido nosso
aprofundamento acerca do conhecimento referente à problemática dos metais
pesados, bem como a repercussão das diferentes práticas de tratamento e destinação
dos rejeitos resultantes das atividades humanas.
A realização desta pesquisa, também permitiu a conformação de um
importante intercâmbio com o Setor de Metais do Laboratório de Pediatria e
Puericultura do Hospital das Clínicas da Faculdade de Medicina de Ribeirão
Preto/USP. É importante salientar que, além disso, tem sido possível estabelecer
importantes intercâmbios com outros serviços e profissionais ligados à temática, a
exemplo do Laboratório Quality Technologies em Queensland, Austrália.
Foi de inestimável valor o apoio recebido da Fundação de Apoio à Pesquisa
do Estado de São Paulo (FAPESP), através do auxilio à pesquisa recebido no início
do ano 2000, para o desenvolvimento do projeto, possibilitando a aquisição de
alguns equipamentos para o Laboratório de Saúde Ambiental da Escola de
Enfermagem de Ribeirão Preto, bem como dos materiais necessários para a coleta
das amostras e análises laboratoriais realizadas junto ao Setor de Metais, aquisições
estas que, com certeza, contribuirão também para o desenvolvimento de futuros
estudos.
A partir deste estudo e de trabalhos relacionados que foram realizados
paralelamente a esta investigação, foi gerada a oportunidade de uma maior
participação em diversos eventos científicos, apresentando resultados de alguns
trabalhos oriundos dessa linha de investigação, tais como os abaixo citados:
Segura-Muñoz S.I. & Takayanagui A.M.M. “Estudo sobre a relação entre exposição prolongada a metais pesados e agravos à saúde”. Apresentado no 12° Encontro Regional de Química. Sociedade Brasileira de Química. Ribeirão Preto, São Paulo. 10 a 12 de outubro de 1999. In: Livro de resumos A contribuição das instituições da região para o desenvolvimento da química brasileira. p.70, 1999. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.; Hering E.S.. “Revisão Sistemática sobre o efeito neurotóxico da exposição ocupacional ao mercúrio, chumbo e manganês” Apresentado no VI Congresso Brasileiro de Saúde Coletiva. Salvador, Bahia. 28 de agosto a 01 de setembro de 2000.In: Livro de resumos Ciência e saúde Coletiva. v. 5, p. 49, 2000. Segura-Muñoz S.I.; Trevilato B.T.M.; Hering E.S.;Takayanagui A.M.M. “Heavy metals content in the water of drinking fountains localized in the University of São Paulo in Ribeirão Preto, Brazil” Apresentado na III Brazilian Meeting on Chemistry of Food and Beverages. Realizado no Instituto de Química de São Carlos da Universidade de São Paulo. São Carlos, São Paulo. 01-03 de setembro de 2000. In: Book of Abstracts do referido evento. p. 11, 2000. Segura-Muñoz S.I.; Trevilato B.T.M.;Takayanagui A.M.M.; Hering E.S.; Cupo P. “Metais pesados em água potável” Apresentado no XII Congresso Brasileiro de Toxicologia, VII Encontro Nacional de Professores de Toxicologia, III Encontro Nacional de Toxicologia Forense. Reunião Nacional de Centros Informações Toxicologicas. Realizado em Porto Alegre, Rio Grande do Sul. 11-15 de novembro de 2001.In: Revista Brasileira de Toxicologia, v.4, n.2, p. 33, 2001 (Suplemento). Segura-Muñoz S.I.; Trevilato B.T.M.;Takayanagui A.M.M.; Hering E.S.. “Metais Pesados em áreas circunvizinhas a um Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos” Apresentado no XII Congresso Brasileiro de Toxicologia, VII Encontro Nacional de Professores de Toxicologia, III Encontro Nacional de Toxicologia Forense. Reunião Nacional de Centros Informações Toxicologicas.
Realizado em Porto Alegre, Rio Grande do Sul. 11-15 de novembro de 2001. In: Revista Brasileira de Toxicologia, v.4, n.2, p.145, 2001 (Suplemento). Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.;Hering E.S. “Condições de saúde dos trabalhadores de um Incinerador de Resíduos de Serviços de Saúde” Apresentado no II Seminário Nacional de Saúde e Ambiente. Realizado em Rio de Janeiro. 3 a 13 de junho de 2002. Trevilato B.T.M; Segura-Muñoz S.I.; Turati A.; Souza, A.M.; Menezes C.; Hering E.S.; Cupo P. “Chumbo em sangue de trabalhadores de indústria química na região de Ribeirão Preto”. Apresentado no 5° Encontro Regional de Biomedicina. Realizado em Botucatu, SP. 18 a 21 de outubro de 2002. Além dessa participação em eventos, alguns trabalhos foram encaminhados para
publicação e outros estão em fase de preparação, descritos a seguir:
Segura-Muñoz S.I.; Trevilato B.T.M.;Takayanagui A.M.M.; Hering E.S.; Cupo P. Metales pesados em água de bebederos de presión. No prelo. Archivos Latinoamericanos de Nutrición. v. 52, 2002. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.A.M.; Santos C.B.; Sanchez-Sweatman O. Revisão Sistemática de Literatura e Metanálise: Noções básicas sobre seu desenho, interpretação e aplicação na área da saúde. No prelo. Livro 8º Simposio Brasileiro de Comunicação em Enfermagem, 2002. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.; Santos C.B.; Hering E.S. Spatial distribution of metals in surface soil around a municipal solid waste landfill and a medical waste incinerator. Encaminhado para publicação em The Science of the Total Environment. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Lopes T.; Trevilato B.T.M.; Hering E.S. Estudo de efeito neurotóxico da exposição ocupacional ao mercúrio, chumbo e manganês utilizando como ferramenta metodológica a Revisão Sistemática de Literatura. Encaminhado para publicação em Cadernos de Saúde Pública. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.; Hering E.S.; Cupo P. “Condições de saúde dos trabalhadores de um incinerador de Resíduos de Serviços de Saúde”. Em fase de preparação. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.; Santos C.B.; Hering E.S. “Heavy metals in vegetation and surface soil in a Municipal Landfill Site and a Medical waste Incinerator Plant area”. Em fase de preparação. Segura-Muñoz S.I.; Takayanagui A.M.M.; Trevilato B.T.M.; Hering E.S. “Nivel de metais pesados no liquido percolado e na água subterrânea do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto”. Em fase de preparação.
1. INTRODUÇÃO
O atual momento histórico aponta para uma reflexão a respeito das sociedades
contemporâneas e seus impactos sobre a saúde e meio ambiente. Fazendo uma breve
retrospectiva histórica podemos focalizar elementos cruciais que têm estado
envolvidos nessa temática, contribuindo significativamente para os padrões de
produção e consumo prevalecentes hoje, na maior parte do planeta.
Durante milhões de anos os homens viveram da caça e coleta dos frutos,
sempre procurando novos espaços quando os recursos tornavam-se escassos, numa
relação relativamente harmoniosa com o meio natural. As intervenções sobre o meio
ambiente se intensificaram conforme as comunidades foram se formando e a
população aumentando sobre uma mesma localidade.
Com o surgimento das cidades e o aumento populacional, aumentava a
demanda por bens de consumo. O atendimento a essas demandas pressupunha
mudanças na forma de produção, determinando uma maior intervenção na natureza.
Desde muito cedo, observou-se o surgimento de problemas ambientais, como a
poluição das águas e o acúmulo de lixo. Já na Idade Média, tem-se o registro de
epidemias decorrentes da proliferação de roedores nos lixões das cidades (Carvalho &
Tella, 1997).
Introdução 2
Os séculos XIX e XX foram marcados pela divisão social e técnica do
trabalho, que aumentou a produtividade, desenvolveu tecnologias de produção e,
conseqüentemente, gerou um aumento gradativo de consumo. Nas décadas de 40 e
50, do século passado, houve mudanças muito mais profundas no comportamento dos
indivíduos devido ao rápido desenvolvimento capitalista, que trouxe como modelo de
qualidade de vida uma sociedade com altos padrões de consumo, incentivando a
produção de descartáveis e a utilização de materiais artificiais.
Este padrão de produção e consumo tem sido agravado nas últimas décadas
com a mudança do perfil essencialmente rural da sociedade para um ambiente
predominantemente urbano (Taschner & Bogus, 1986), criando um modelo de vida
caracterizado por uma maior produção, um maior consumo de energia, uma maior
emissão de gases, um aumento na geração de resíduos e, conseqüentemente, da
poluição do ambiente, principalmente nos países desenvolvidos, trazendo como
conseqüência inevitável a degradação dos recursos naturais existentes.
A poluição ambiental pode ser definida como toda ação ou omissão do homem
que, através da descarga de material ou energia nas águas, solo e ar, cause um
desequilíbrio nocivo no meio ambiente (Valle, 1995).
Os efeitos da poluição ambiental são muito mais complexos e difusos do que
se poderia avaliar de início; suas conseqüências, além de disseminadas, podem ser
também cumulativas e crônicas, tornando mais complexa a ação de despoluir. Uma
fonte poluidora exerce efeitos de diferentes dimensões sobre a biosfera e a biota,
atingindo, conseqüentemente, o solo, o ar e as águas (Fig. 1).
Introdução 3
Fig. 1 - Propagação dos efeitos da poluição no meio físico e na biota. (Adaptada
de Valle, 1995)
A crescente degradação ambiental, marcadamente presente neste último
século, tem originado muitos questionamentos acerca dos problemas que a
contaminação urbana poderia desencadear sobre a saúde da população. Nesse
contexto, o aumento na quantidade e variedade dos resíduos sólidos gerados pelas
atividades domésticas, sociais e industriais emerge como um dos problemas
prioritários da sociedade atual (Brunner & Brown, 1988; CETESB, 1990;
Takayanagui, 1993, D’Almeida & Vilhena, 2000).
Os resíduos sólidos são considerados a expressão mais visível e concreta dos
riscos ambientais, ocupando um importante papel na estrutura de saneamento de uma
comunidade urbana e, conseqüentemente, nos aspectos relacionados à saúde pública.
Além das conseqüências para a saúde comunitária, deve-se considerar ainda o
LIXIVIAÇÃO
ATMOSFERA Absorção
foliar Respiração Animal
Vida Animal
Fonte Poluidora
ÁGUA SOLO
Vegetação
Microorganismos
EMISSÃO
DESPEJO DEPOSIÇÃO
INFILTRAÇÃO
Introdução 4
impacto que a disposição inadequada desses resíduos provocam no solo, na
atmosfera, na vegetação e nos recursos hídricos (Moritz, 1995)
1.1 Resíduos Sólidos, definição e classificação
Segundo a NBR 10.004/87, os resíduos sólidos podem ser definidos como:
“aqueles resíduos em estado sólido e semi-sólido, que resultam
de atividades da comunidade de origem: industrial, doméstica,
hospitalar, comercial, de serviços, de varrição e agrícola.
Também estão incluídos nesta definição os lodos provenientes
de sistemas de tratamento de água, aqueles gerados em
equipamentos e instalações de controle de poluição, bem como
determinados líquidos cujas particularidades tornem inviável
seu lançamento na rede pública de esgotos ou corpos de água,
ou exijam para isso soluções técnica e economicamente
inviáveis face à melhor tecnologia disponível (ABNT, 1987;
p.1,2)
A ABNT, através desta mesma norma (ABNT, 1987), classifica os resíduos
sólidos urbanos em três classes, a saber:
Classe I – Perigosos: Estão incluídos os resíduos que apresentam as seguintes
características: inflamabilidade, corrosividade, reatividade, toxicidade e/ou
patogenicidade.
Classe II – Não Inertes: são compostos por resíduos que podem apresentar
propriedades como: combustibilidade, biodegradabilidade ou solubilidade em água.
Introdução 5
Classe III – Inertes: são compostos por resíduos que quando amostrados de
forma representativa e submetidos a um contato estático ou dinâmico com água, à
temperatura ambiente, não apresentam atividade. Como exemplo destes materiais,
pode-se citar as rochas, tijolos, vidros e certos plásticos e borrachas que não são
prontamente decompostos.
Dentre os diferentes tipos de resíduos gerados em áreas urbanas os resíduos
produzidos em serviços de saúde, mesmo constituindo-se em pequena parcela em
relação ao total dos resíduos sólidos urbanos gerados (cerca de 2%), são
particularmente importantes pelo risco potencial que apresentam, podendo ser fonte
de microorganismos patogênicos, cujo manuseio, tratamento e/ou descarte
inadequado pode acarretar a disseminação de doenças infecto-contagiosas,
principalmente devido ao caráter infectante de algumas de suas frações componentes,
além da existência eventual de quantidades de substâncias tóxicas que aumentam os
riscos e os problemas associados a esse tipo de resíduos (Risso, 1993; Takayanagui,
1993; Blenkharn, 1995; Malavaud & Marty, 1997; Padhye et al., 1998; Vrijheid,
2000; CDC,2002).
Segundo a Resolução CONAMA N.05/93 (Brasil, 1993), os resíduos de
serviços de saúde - RSS são definidos como resíduos gerados em hospitais, farmácias,
laboratórios, consultórios médicos, odontológicos e veterinários, bancos de sangue e
leite, além de estações rodoferroviárias, portos e aeroportos. Esta Resolução também
classifica os RSS em quatro grupos descritos a seguir, além de serem considerados
como resíduos perigosos pela característica de patogenicidade, de acordo com
NBR10.004/87 (ABNT,1987).
Introdução 6
Grupo A – Resíduos Infectantes: São os resíduos que apresentam risco
potencial à saúde pública e ao meio ambiente devido à presença de agentes
biológicos.
Grupo B - Resíduos de Origem Química: Resíduos que apresentam risco
potencial à saúde pública e ao meio ambiente devido às suas características químicas.
Enquadram-se neste grupo, dentre outros: drogas quimioterápicas e produtos por elas
contaminados; resíduos farmacêuticos e resíduos químicos perigosos.
Grupo C – Resíduos Radioativos: Enquadram-se nesse grupo os materiais
radioativos ou contaminados com radionuclídeos, provenientes de laboratórios de
análises clínicas, serviços de medicina nuclear e radioterapia.
Grupo D – Resíduo Comum: Todo aquele resíduo que não se enquadra nos
grupos descritos anteriormente. Por exemplo, resíduo da atividade administrativa,
dos serviços de varrição e limpeza de jardins e restos alimentares que não entraram
em contato com pacientes.
No Brasil há algumas determinações técnicas e legais que orientam o
manuseio, tratamento e disposição de resíduos sólidos urbanos em geral e os
específicos como os RSS.
1º) O Decreto 8468 de 8/9/1976 aprova o regulamento da Lei Nº 997 de
31/5/1976, que dispõe sobre a prevenção e o controle da poluição do meio ambiente
(São Paulo,1976).
2º) A Portaria MINTER Nº 53 de 1/3/79 estabelecia normas aos projetos
específicos de tratamento e disposição de resíduos sólidos, proibindo o descarte de
resíduos, principalmente os perigosos, diretamente no solo ou em cursos de água sem
tratamento e considerava como obrigatória a incineração de RSS e similares.
Introdução 7
3º) A Resolução CONAMA Nº6 de 19/9/91, desobrigou a incineração de RSS
e a Resolução Nº 5 de 5/8/93, 1 estabeleceu novas diretrizes para a gestão dos RSS,
dentre elas, a exigência de um Plano de Gerenciamento dos Resíduos de Serviços de
Saúde (PGRSS) e a existência de um Gerente de Resíduos em cada estabelecimento
de saúde, estando em vigor em todo território nacional, juntamente com a última
legislação existente nessa área: a Resolução CONAMA N° 283 de 12 de julho de
2001, que apresenta determinações mais específicas sobre o gerenciamento dos RSS
nos serviços de saúde (BRASIL, 2001).
No Estado de São Paulo, a Resolução Conjunta nº 1 de 29/06/1998, dispõe,
dentre outros, sobre a exigência da apresentação de um PGRSS por todo
estabelecimento de saúde e pela existência de um gerente de resíduos nesses locais,
reforçando a necessidade técnica e legal de um sistema de gerenciamento dos RSS
mais eficiente.
Ainda nesse mesmo estado, além dos órgãos públicos de vigilância sanitária e
ambiental, há um importante setor, CETESB - Companhia de Tecnologia de
Saneamento Ambiental, que também tem a incumbência técnica e legal de fiscalizar e
orientar os geradores de resíduos sólidos no Estado, de modo a impedir a
contaminação ambiental e garantir maior segurança à saúde pública.
1.2. Sistemas de Disposição e Tratamento dos Resíduos Sólidos
Historicamente, existem três formas básicas adotadas pela sociedade urbana
para disposição de resíduos sólidos: lixão ou vazadouro, aterro controlado e aterro
sanitário (Charnock & Wells, 1985).
Introdução 8
Os lixões ou vazadouros, como mostra o esquema da Fig. 2, resultam da
simples descarga do lixo a céu aberto sem levar em consideração: a área em que está
sendo feita a descarga, a percolação dos líquidos derivados da decomposição do lixo,
a liberação de gases para a atmosfera e a proliferação de insetos, roedores e outros
animais que podem transmitir doenças ao homem (Serra et al., 1998). Embora muito
utilizados no Brasil, por cerca de 70% dos seus municípios (IBGE, 2002),
representam uma forma inadequada e ilegal de disposição de resíduos sólidos.
Fig. 2 – Esquema de um lixão a céu aberto, com a presença dos catadores e animais no local de descarga dos caminhões e o acúmulo de chorume na superfície do solo, bem como a sua absorção pelas camadas subterrâneas. (Fonte: Jardim et al., 1995).
Aterro controlado diferencia-se dos lixões apenas pelo fato do lixo não ficar
exposto a céu aberto, por ser periodicamente coberto com terra. O solo não é
Introdução 9
impermeabilizado e nem sempre possui sistema de drenagem dos líquidos percolados,
tampouco captação de gases formados pela decomposição da matéria orgânica.
Aterro sanitário refere-se a uma instalação previamente planejada para a
posterior disposição de resíduos sólidos, visando a não causar danos nem perigo ao
meio ambiente e à saúde pública.
Antes de se projetar um aterro sanitário devem ser realizados estudos
geológicos e topográficos para a seleção da área e verificação do tipo de solo.
Também deve ser feita a impermeabilização do solo, os líquidos percolados devem
ser captados por drenos horizontais para tratamento e os gases liberados durante a
decomposição captados por drenos verticais. O lixo é compactado e coberto
diariamente com camada de terra de 20 a 40 cm (Serra et al.,1998). O esquema da
Fig. 3 mostra o perfil de um aterro sanitário em funcionamento.
Introdução 10
Fig. 3 – Esquema das características da construção de um Aterro Sanitário, mostrando a operacionalização em condições ideais de funcionamento. (Fonte: Alvarenga et al., 1986).
Os aterros sanitários, embora importantes, apresentam segundo alguns autores,
algumas limitações como o tempo de vida razoavelmente curto e a grande dificuldade
na obtenção de locais adequados para sua implantação nas proximidades dos centros
urbanos, que não aqueles considerados de recarga dos aqüíferos (Viana,1999).
Além disto, têm sido descritos na literatura diversas outras questões que
podem estar ligadas à instalações de aterros sanitários, no que diz respeito ao impacto
social e biológico causado às populações circunvizinhas e também aos trabalhadores
do local (Moritz, 1995; Elliott et al., 1997; Baxter et al., 1999).
Em relação ao tratamento de resíduos sólidos, são descritas na literatura
diferentes técnicas, dentre elas: compostagem, incineração, tratamento com
microondas, plasma-pirólise e reciclagem.
A incineração, processo de tratamento de resíduos através da oxidação a altas
temperaturas, sob certas condições controladas é considerada uma das técnicas mais
adequadas para o tratamento dos resíduos dos serviços de saúde (Cerqueira &
Alves,1999), embora contestada por diversos segmentos da academia, pela
possibilidade de contaminação do ar, solo e água, bem como de animais e vegetais, é
ainda muito utilizada nos países industrializados (Shima & Beccari, 1996).
Esse método de tratamento converte materiais combustíveis transformando-os
em escórias, cinzas e gases, estes últimos, eliminados para a atmosfera por meio de
chaminés, enquanto as escórias e cinzas podem ser dispostas em aterros sanitários.
Introdução 11
A incineração por calor seco consta de um equipamento composto por duas
câmaras, a primeira, conhecida como câmara de combustão primária, operando a uma
temperatura mínima de 800 °C e a câmara de combustão secundária a 1000 °C. O gás
emitido do incinerador deve ser filtrado e sair por um conduto elevado a cerca de 140
metros de altitude (Brunner & Brown, 1988; D’Almeida & Vilhena, 2000). A Fig. 4,
apresenta esquematicamente a estrutura e funcionamento do incinerador.
Fig. 4 – Representação simplificada da estrutura de um incinerador mostrando a operacionalização em condições ideais de funcionamento. (Fonte: Alvarenga et al., 1986).
A incineração diminui o volume de resíduos sólidos em cerca de 90% e o peso
a 15% (Lindenberg, 1982; Ellison apud Haight, 1991; Kosson et al., 1996), sendo
essa uma das mais importantes vantagens; porém, apresenta a desvantagem de
concentrar o nível de metais pesados e outros compostos como dioxinas e furanos nas
Introdução 12
cinzas e fumaças derivadas do processo, sendo necessário garantir uma combustão
completa para se evitar a emissão de poluentes gasosos na atmosfera (Hoffman et al.,
1997).
A incineração, que foi muito utilizada nesta última década tem sido pouco
indicada atualmente devido a fortes restrições nas legislações de países da América
do Norte, Europa e Ásia, pelos riscos de poluição ambiental (Blenkharn, 1995;
Moritz, 1995; Urbanowicz, 1998; Wassermann, 1999; Haishima, 2000).
O tratamento de RSS por microondas é relativamente recente, embora já está
bastante difundido em vários países como alternativa promissora em relação aos
métodos tradicionais de tratamento. O tratamento se inicia pela trituração dos
resíduos em câmara fechada e dotada de pressão negativa para impedir dispersão de
aerossóis no ambiente externo. Na etapa seguinte inicia-se o aquecimento e
umidificação do material através de jatos de vapor úmido, gerado na própria máquina.
A seguir, a massa de resíduos é conduzida através de um tubo onde localizam-se os
geradores de microondas. Finalmente um dispositivo descarrega os resíduos triturados
e desinfetados em um contêiner para que sejam removidos para um aterro sanitário.
Os vapores são tratados por filtros antes de lançados na atmosfera. Este sistema não
contribui para a diminuição da ocupação do solo em aterros devido a que o volume
dos resíduos não é diminuído (Ribeiro Filho, 1997).
Atualmente, vem sendo desenvolvida uma outra maneira de tratar os RSS, por
meio de um processo denominado de “tocha de plasma” ou “plasma pirólise”.
Tecnologia que associa as altas temperaturas geradas pelo plasma com a pirólise dos
resíduos. Por meio da tocha de plasma se produz eletricamente um campo de energia
radiante de altíssima intensidade que aplicado sobre os resíduos produz a dissociação
Introdução 13
das ligações moleculares existentes nos compostos sólidos, líquidos ou gasosos,
sejam eles perigosos ou não, orgânicos ou inorgânicos. Estes resíduos fundem-se e
ficam inertes, gerando um produto vitrificado similar a um mineral de alta pureza. O
volume de gases inicialmente gerado é mais baixo do que na combustão convencional
e apresenta uma redução de volume extremamente elevada, podendo ser superior a
99% (Shima e Beccari, 1995; Daver, 1997)
1.3 Resíduos sólidos urbanos e a contaminação por metais pesados
O gerenciamento de resíduos perigosos tem-se transformado, nas últimas
décadas, em um dos temas ambientais mais complexos. O número crescente de
materiais e substâncias identificadas como perigosas e a produção desses resíduos em
quantidades cada vez maiores têm exigido soluções mais eficazes e investimentos
maiores por parte de seus geradores e da sociedade em geral. Além disso, com a
industrialização crescente dos países ainda em desenvolvimento, esses resíduos
passam a ser gerados em regiões nem sempre preparadas para processá-los ou, pelo
menos, armazená-los e tratá-los adequadamente.
As atividades com maior potencial de geração de resíduos perigosos são as
indústrias químicas, as refinarias de petróleo, a siderurgia, as indústrias de metais não
ferrosos, de papel e celulose, de processamento de couros e de instalações que
executam serviços de galvanoplastia, decapagem e pintura. Poder-se-ia mesmo
afirmar que toda atividade industrial pode gerar algum tipo de resíduo classificado
como perigoso pela legislação ambiental (Eyer, 1995).
Por outro lado, existem também os resíduos dos serviços de saúde (RSS), que
representam um risco à saúde humana e ambiental, pela presença, principalmente, de
Introdução 14
agentes biológicos, além de uma série de contaminantes químicos presentes nesses
resíduos, dentre os quais destacam-se os metais pesados (OSHA, 1991; Takayanagui,
1993; Allerman & Poulsen, 2000; Takayanagui,2000).
A expressão “metal pesado” é comumente utilizada para designar metais
classificados como poluentes, englobando um grupo muito heterogêneo de metais,
semi-metais e mesmo não metais como o selênio. Na lista de metais pesados estão
com maior freqüência os seguintes elementos: cobre, ferro, manganês, molibdênio,
zinco, cobalto, níquel, vanádio, alumínio, prata, cádmio, cromo, mercúrio e chumbo
(CETESB, 2001).
Metais pesados como chumbo, mercúrio, cádmio, arsênico, cromo, zinco e
manganês, dentre outros, estão presentes em diversos tipos dos resíduos levados para
aterros sanitários municipais e incineradores, podendo ser encontrados nesse material:
lâmpadas, pilhas galvânicas, baterias, resto de tintas, resto de produtos de limpeza,
óleos lubrificantes usados, solventes, embalagens de aerossóis, resto de amálgama
utilizada em consultórios odontológicos, materiais fotográficos e radiográficos,
embalagens de produtos químicos, pesticidas, fungicidas e inseticidas, componentes
eletrônicos descartados isoladamente em placas de circuitos impressos, resíduos de
produtos farmacêuticos, medicamentos com prazos de validade vencidos, latarias de
alimentos, aditivos alimentares, e plásticos descartados (WHO, 1988; WHO, 1989;
WHO, 1992; WHO, 1995; WHO, 2001; Eyer, 1995).
A concentração de metais pesados no meio ambiente, com sua disseminação
no solo, água e atmosfera tem sido motivo de crescente preocupação no mundo. Os
metais pesados podem ser percolados por meio do chorume, que é o liquido resultante
da decomposição de resíduos. O chorume mistura-se com a água de chuva e outros
Introdução 15
líquidos, originalmente existentes no lixo, infiltrando-se no solo e, quando alcança o
lençol freático, contamina a água subterrânea. A contaminação dessas águas tem
conseqüências que perduram por tempo indefinido e são de difícil controle. Além de
provocar a contaminação da água, essa disposição inadequada polui também o solo,
atingindo as plantas, os animais e o homem (Magossi & Bonacella, 1991; Serra et al.,
1998).
Por outro lado, a incineração de lixo forma materiais particulados que
transportam metais pesados, dioxinas e furanos policlorinados, que são carreados pela
fumaça e levados pelo vento, precipitando-se no solo contaminando, assim, o
ambiente. Os metais pesados, uma vez no solo, podem ser assimilados pelos vegetais,
podendo ter um efeito fitotóxico para o homem ao serem introduzidos na cadeia
alimentar (Glasser & Chang,1991; Serra et al., 1998, Cerqueira & Alves, 1999).
Durante a incineração, os metais pesados são particularmente importantes pela
resistência que possuem; são elementos cuja concentração é a mesma, antes e depois
da incineração. Estes metais tóxicos são volatilizados e logo condensados na
superfície das partículas de cinza suspensas no ar, podendo passar para a vegetação
ou solo, e por sua vez, podem ser facilmente inaladas ou ingeridas pelo homem
(Denison & Silbergeld, 1988; Serra et al., 1998).
Os metais pesados que são incorporados no solo podem seguir diferentes vias
de fixação, liberação ou transporte, segundo a representação da Fig. 5. Os metais
podem ficar retidos no solo, seja dissolvidos em solução ou fixados por processos de
adsorção, complexação e precipitação. Também, podem ser absorvidos pelas plantas
e, assim, serem incorporados às cadeias tróficas, ou também podem passar para a
atmosfera por volatilização ou mover-se para águas superficiais ou subterrâneas.
Introdução 16
Fig. 5 –Dinâmica dos metais pesados no solo (Adaptada de Anta, 1996 apud Garcia & Dorronsoro, 2002)
1.4. Efeito toxicológico dos metais pesados no ser humano
Os metais pesados apresentam peso atômico relativamente alto e
caracterizam-se pelo efeito bioacumulativo. Os metais pesados, em concentrações
superiores às legalmente recomendadas, têm sido responsabilizados por causar
agravos à saúde, além de uma série de doenças carcinogênicas (Denilon & Silbergeld,
1988; Magossi & Bonacella, 1991; Serra et al., 1998).
Os efeitos tóxicos desses metais encontram-se amplamente descritos na
literatura, sendo que a gravidade depende do grau de exposição aos mesmos. Dentre
VEGETAÇÃO
CADEIAS TRÓFICAS
METAIS PESADOS
AR
águas de drenagem e rios
VOLATILIZAÇÃO
SOLO
ADSORÇÃO superficies de argila e humus
COMPLEXAÇÃO
PRECIPITAÇÃO
formação de minerais TRANSFORMAÇÃO
COPRECIPITAÇÃO
para outro contaminante MOBILIZAÇÃO com outros elementos
com compostos orgânicos e outros
anions
Introdução 17
os efeitos adversos, apontam-se danos no sistema nervoso central, no sistema
hepático, no sistema renal, no sistema hematopoiético e no sistema esquelético
(Denison & Silbergeld, 1988; Kreiss, 1990; Stoewsand et al., 1990; Reif et al., 1993;
Yourtee, 1994; Boischio & Henshel, 1996; Cranmer et al., 1996; Kosatsky & Foran,
1996; Silvany-Neto et al., 1996; Urban et al., 1996; Weiss, 1996; Banks et al.,1997;
Cory-Slechta, 1997; Snyder et al., 1997; Bucheim et al., 1998; Costa, 1998; Harada et
al., 1998; Hu, 1998; Beuter et al., 1999; Fu et al., 1999; Gorell et al., 1999; Hudnell,
1999; Iregren, 1999; Keen et al., 1999; Kelley, 1999; Lai et al., 1999; Pal et al., 1999;
Staessen et al., 1999; Viaene et al., 1999).
Dentre os metais pesados, podem ser citados o mercúrio, chumbo, cádmio,
cromo, manganês e zinco, como os mais estudados pelos seus efeitos na saúde; uma
descrição mais detalhada desses metais é apresentada a seguir:
Mercúrio: O mercúrio existe em três formas diferentes: elementar, inorgânica
e orgânica. Os compostos inorgânicos estão associados a danos à saúde, porém são os
compostos orgânicos as formas mais tóxicas e as que passam na cadeia alimentar.
Estudos têm demonstrado que independentemente da natureza do mercúrio poluente,
o metilmercúrio é essencialmente o mais tóxico e o mais amplamente conhecido
(Grandjean et al., 1994; Cranmer et al., 1996).
O mercúrio pode ser absorvido por animais aquáticos na forma de
metilmercúrio e etilmercúrio.
Extensos estudos do efeito do metilmercúrio originam-se a partir do desastre
acontecido em Minamata, no Japão, em 1956, quando uma fábrica que utilizava
metilmercúrio como catalizador na síntese de aldeídos, desprezava seus efluentes nos
corpos d’água, o que contaminou a Baia de Minamata, tendo sido reportados 65 casos
Introdução 18
fatais e mais de 2000 casos com seqüelas de variada etiologia (Weiss, 1996; Harada
et al., 1998).
Mercúrio inorgânico e orgânico têm sido responsabilizados por causar uma
série de disfunções no sistema nervoso central e sistema nervoso periférico, com
sintomas variados, dentre os quais podemos assinalar: perda de memória, diminuição
dos níveis de inteligência, tremores anormais, falta de coordenação motora,
diminuição da velocidade de resposta motora, excitação, distúrbio do sono e
mudanças na personalidade que podem desencadear um quadro de demência. Nos
casos de exposição muito prolongada ou excessiva pode haver atrofia muscular
severa e lesões renais. Também têm sido associados à infertilidade, aborto,
malformações congênitas e a diversos tipos de câncer (Yourtee, 1994; Boischio &
Henshel, 1996; Cranmer et al., 1996; Goyer,1996; Kosatsky & Foran et al., 1996;
Urban et al., 1996; Weiss, 1996).
Chumbo: Historicamente, o chumbo é reconhecido como um dos mais
antigos e nocivos metais (Corona, 1998). O chumbo pode ser encontrado em
diferentes estados de oxidação Pb0, Pb+2, e Pb+4; porém, a forma Pb+2 representa a
maior causa de problemas biológicos (CEHN, 1999).
O trato gastrointestinal serve como via primária de entrada no corpo humano;
também as fumaças contendo chumbo podem ser inaladas, resultando na absorção de
partículas muito pequenas através do pulmão (CEHN, 1999).
A maior parte do chumbo é incorporada ao tecido ósseo, devido à semelhança
entre as propriedades dos compostos de chumbo e cálcio. Por deslocar o cálcio dos
ossos, processos degenerativos como osteoporose, podem ser observados após uma
exposição prolongada (Banks et al., 1997; Cory-Slechta, 1997; Bucheim et al., 1998).
Introdução 19
Mesmo baixas concentrações de chumbo são capazes de inibir enzimas
responsáveis pela catalização de uma etapa essencial na síntese de hemoglobina,
levando a quadros de anemia crônica. Apresenta também efeitos adversos no Sistema
Nervoso Central, podendo causar retardo mental, distúrbios do aprendizado,
disfunções cognitivas e encefalopatias nas crianças. O chumbo tem sido associado
com transtornos do sistema hematopoiético, endócrino, renal e reprodutivo (Silvany-
Neto et al., 1996; Hu, 1998; Banks et al., 1997; Cory-Slechta, 1997; Bucheim et al.,
1998).
Mulheres grávidas, lactantes e crianças pequenas são os grupos mais sensíveis
à exposição ambiental ao chumbo. Como a placenta é permeável a esses metais, os
fetos podem ser atingidos, nascendo já afetados (Gerhard et al., 1998).
Manganês: Mineral essencial, porém tóxico quando é absorvido em excesso.
A contaminação por manganês tem sido associada com deficiências neurológicas,
transtornos comportamentais e doenças neuro-psiquiátricas (Hudnell, 1999; Lai et al.,
1999; Mergler et al., 1999)
Estudos recentes indicam que os primeiros sinais de neurotoxicidade do
manganês são difusos e envolvem funções neuromotoras, sensoriais, cognitivas e
fisiológicas. Os primeiros sintomas são debilidade muscular, tremores anormais, dor
de cabeça, inclinação ao caminhar, salivação e reações psicóticas, quadro que pode
desencadear a denominada “loucura mangânica”, que é seguida por uma disfunção
extrapiramidal que apresenta sinais da doença de Parkinson (Beuter et al., 1999;
Gorell et al., 1999; Hudnell, 1999; Iregren, 1999; Keen et al., 1999; Lai et al., 1999;
Pal et al., 1999).
Introdução 20
Os danos parecem ser irreversíveis, mesmo quando os pacientes são retirados
da fonte de poluição. Estudos apontam que o feto está relativamente protegido, em
função da placenta se constituir numa barreira biológica que diminui a absorção do
manganês (Huang et al., 1993; Fechter, 1999).
Cádmio: Produto da mineração e soldagem do zinco e chumbo. Representa
importante fonte de contaminação ambiental. O cádmio é também encontrado no solo
devido à precipitação no ar e ao uso de alguns fertilizantes compostos (Cai, 1995).
Aproximadamente, 2 a 7% do cádmio ingerido são absorvidos através do trato
gastrointestinal sendo sua absorção beneficiada quando existe deficiência em cálcio,
ferro ou proteína. A absorção através do trato respiratório é mais eficiente, variando
de 15 a 50% da dose inalada (Lauwerys et al.,1994).
Extensos estudos do efeito do cádmio originam-se a partir do desastre
acontecido em Toyama, Japão (1962), quando o cádmio procedente de uma
exploração mineira, contaminou as plantações de arroz da localidade, desencadeando
uma série de transtornos na população exposta, como dor lombar, mialgia das
extremidades inferiores, deformações do esqueleto e osteoporose com fraturas
múltiplas (WHO,1992).
O cádmio também tem sido associado à danos neurológicos, causando
polineuropatias, disfunção dos túbulos renais com manifestação de proteinúria,
aberrações cromosômicas, perda do olfato, redução na formação de glóbulos
vermelhos e remoção de cálcio dos ossos. Tem sido associado também com câncer e
outras doenças mutagênicas (Kreiss, 1990; Stoewsand et al., 1990; Fu et al., 1999;
Kelley, 1999; Viaene et al., 1999; Staessen et al., 1999).
Introdução 21
Cromo: O cromo é um metal que ocorre naturalmente e pode formar uma
grande variedade de compostos altamente tóxicos. Tem sido demonstrado que os
compostos de cromo hexavalente são muito mais tóxicos que os compostos de cromo
trivalente. A população em geral está exposta ao cromo, geralmente na forma
trivalente, através da alimentação e da ingestão de água potável. Estima-se que o ser
humano ingere até 60 ug por dia de cromo a partir dos alimentos (WHO, 1998).
O aparelho respiratório é o principal alvo da intoxicação com cromo, o qual
quando inhalado provoca dispnéia e tosse. A forma hexavalente do cromo é
considerada, também, um carcinogênico muito potente, tendo sido associado com a
incidência de tumores malignos de pulmão e de danos renais. A mortalidade por
câncer pulmonar tem sido associada à exposição ocupacional ao cromo hexavalente
(Becker, 1999; Flora, 2000). Também é considerado irritante das mucosas e da pele,
pela sua propriedade corrosiva (Snyder et al., 1997; Costa, 1998; Barceloux, 1999a).
Cobre: O cobre é um elemento essencial para todas as formas de vida em
baixas concentrações; porém, altos níveis deste mineral têm sido associados a
sintomas gastrointestinais, como diarréia, dor abdominal, náusea e vômito (Pizarro et
al., 1999).
Ingestões acidentais de cobre foram descritas principalmente associadas com a
ingestão de água e alimentos cozidos em recipinetes de cobre ou que tenham sido
preparados em máquinas defeituosas. Existem relatos de intoxicação pelo consumo de
vinho preparado com misturas a base de cobre, que causaram febre, diminuição do
apetite, fraqueza muscular e sobretudo uma patologia pulmonar que desencadeia o
câncer do pulmão e a cirrose do fígado (WHO, 2001).
Introdução 22
Zinco: O zinco forma lentamente precipitados solúveis com os íons CO3 ,
NO3, PO4 e Si. O zinco é um elemento fortemente absorvido nas reações que
acontecem no solo. Os compostos de zinco, se presentes em quantidades superiores às
recomendadas, podem produzir irritação e corrosão do trato intestinal, podendo ainda
levar à necrose renal ou nefrite, nos casos mais severos. A exposição ocupacional à
fumaça contendo óxido de zinco provoca fatiga, calafrios, febre, mialgia, tosse,
leucocitose, sede, sabor metálico na boca, e salivação. Os compostos de zinco não são
considerados carcinogênicos (Barceloux, 1999b).
1.5. Avaliação de risco e os resíduos sólidos
Os resíduos sólidos urbanos são considerados uma preocupação, não apenas
para os administradores públicos, como também para cientistas da área e para a
própria população que já começa a se organizar em movimentos populacionais
contrários à instalação de usinas de tratamento de lixo, incineradores ou mesmo
aterros sanitários (Elliot, 1998; Wakefield & Elliot, 2000).
Há uma vasta literatura sobre a síndrome “Not in my back yard” (NIMBY),
traduzida como “não em meu quintal”, surgida nas últimas décadas do século XX nos
EUA, que significou uma forte reação de comunidades organizadas contra a
instalação de sistemas de tratamento e disposição de resíduos sólidos no ambiente
urbano (Eyles et al., 1993; Elliot et al., 1998). Esta preocupação diz respeito ao risco
que o indivíduo pode sofrer quando exposto a sistemas de processamento de resíduos
sólidos, em especial os RSS (Golberg et al., 1995; OMS, 2001).
O conceito de risco está associado, tanto à natureza do perigo, quanto à
possibilidade de ocorrência de dano devido à exposição a um determinado agente
Introdução 23
perigoso. Este agente, ou perigo é considerado como a fonte de risco existente,
podendo ser uma substância ou uma ação que desencadeia o dano (Cole, 1995; Peña
et al., 2001).
Avaliação de risco é uma técnica interdisciplinar que permite determinar a
possibilidade de sofrer um dano pela exposição a um perigo. O processo de avaliação
de risco, que consiste em uma forma de abordagem que vem sendo utilizada também,
na área de saúde ambiental, é relativamente novo; porém, guarda antigas raízes
ligadas à preocupação do homem em garantir uma proteção à saúde humana e ao
ambiente físico pela exposição a agentes causadores de danos, baseados na prevenção
e redução de riscos (Peña et al., 2001).
A avaliação de risco não se constitui numa fórmula para tratar a problemática
de uma situação de risco, porém contribui como uma estratégia na tomada de decisões
para a identificação, avaliação, controle e redução dos riscos associados com diversas
atividades humanas (CSA, 1991).
Têm sido desenvolvidos estudos sobre avaliação de risco para diferentes
situações existentes na sociedade, dentre eles, os resíduos sólidos urbanos,
envolvendo toda sua dinâmica de processamento.
Segundo o informe da Reunião da Divisão Bilthoven da OMS, realizada em
abril de 2000, o risco potencial para a saúde humana provocado pela disposição e
incineração de resíduos, tanto perigosos quanto não perigosos, gera permanente
preocupação pública, pelo fato de que os dados disponíveis, no nível mundial, são
insuficientes, existindo escassa informação quantitativa sobre exposição a sustâncias
perigosas liberadas no ambiente (OMS, 2001).
Introdução 24
A OMS, em seu relatório “Métodos de Avaliação de Risco para a saúde
derivados da exposição à substâncias perigosas liberadas por aterros sanitários”
(OMS, 2001), considera que o processo de avaliação de risco pode ser organizado em
cinco fases, a saber:
1. Identificação do Perigo: Essa etapa caracteriza-se pela identificação de
potenciais impactos adversos, caracterização do local e de áreas
circunvizinhas, caracterização de contaminantes potencialmente adversos
e identificação das vias de migração e transporte, bem como
caracterização dos receptores.
Dentre os questionamentos essenciais que devem ser respondidos nessa
etapa podemos citar a forma como está sendo realizada a utilização atual
do local, informação sobre natureza dos resíduos depositados e tratados no
local, acesso ao local pelo público em geral, emanação de substâncias que
gerem preocupação, existência de outras fontes de exposição nas
imediações do local de estudo, tamanho, características e composição da
população em risco.
2. Estimativa do risco: Medição e estimativa das concentrações dos
contaminantes no meio ambiente que geram preocupação, com os quais os
seres humanos poderiam estar em contato, como o solo, ar, alimentos,
água e outros meios existentes dentro e fora do local.
Neste momento devem ser respondidas questões como: concentrações
máximas, superação das normas existentes e comparação com
concentrações normais.
Introdução 25
3. Avaliação de risco: Esta fase tem como meta estimar a severidade e
probabilidade de que se produza um dano. Para tal fim são utilizadas três
técnicas: Avaliação da fonte/mecanismo de emissão, avaliação da
exposição, avaliação da dose/resposta.
Se esta análise indicar que existe potencial exposição da população até um
raio de 2 Km de distância, deverá ser considerada a possibilidade de se
efetuar novos estudos ou ações que permitam avaliar o impacto ambiental
através de diagramas de fluxo que levem em consideração todas as
possíveis vias de contaminação.
4. Gerenciamento do risco: Constitui o conjunto de medidas planejadas
para as ações político-administrativas, a partir de dados oriundos do
processo de avaliação de risco em uma determinada situação. Esta fase
envolve negociações e decisões para resolver até que nível o risco é
tolerável; tem que se decidir se devem ser realizados estudos
epidemiológicos ou vigilância à saúde; também, deve-se avaliar a
necessidade de se coletar informação adicional para a avaliação da
exposição ou se é necessária a realização de novas medidas (Peña et al.,
2001).
5. Comunicação do risco: Nesta fase os atores envolvidos devem transferir
informação à comunidade acerca dos níveis de risco para a saúde e
ambiente, importância desses riscos, decisões e ações ou meios políticos
com os quais poderiam contar para o controle e gerenciamento dos riscos
(Peña et al., 2001).
Introdução 26
Nesse contexto, a monitorização ambiental de metais pesados, que são
definidos pela OMS (2001) como contaminantes prioritários pela sua toxicidade,
permanência no ambiente, mobilidade e bioacumulação, deve servir de ponto de
partida para realização de processos de avaliação de risco, determinando, a partir daí,
a existência de vias de exposição completas até populações expostas a esse tipo de
contaminantes.
1.6. Problemática dos resíduos sólidos
Na Conferência das Nações Unidas sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento,
realizada no Rio de Janeiro, em 1992 –ECO/92, conforme o documento “Agenda 21”,
analistas do mundo todo interpretam as catástrofes ambientais como decorrência, em
grande parte, do atual estágio de desenvolvimento global e dos padrões de produção e
consumo, especialmente nos países industrializados (Sodré, 1997).
Na atualidade, a sociedade moderna apresenta um aumento inusitado da
produtividade enquanto cresce, também, a desigualdade na distribuição dos bens entre
indivíduos e nações. O acesso a bens de consumo e, por conseqüência, a geração de
resíduos guarda uma estreita relação com as diferenças entre países desenvolvidos e
em desenvolvimento, em função da economia, do sistema sócio-cultural, da ideologia
e do sistema político vigente, como também das divergências entre diferentes estratos
sociais (Sodré, 1997).
Pode-se citar, como exemplo, a produção diária per capita de lixo urbano nos
Estados Unidos que é de aproximadamente de 2 Kg por pessoa, na Europa atinge
cerca de 1kg por pessoa, enquanto nos países em desenvolvimento esses valores
dificilmente ultrapassam 800 g por pessoa. Sabe-se que um indivíduo na América do
Introdução 27
Norte consome quase 20 vezes mais que uma pessoa da Índia ou da China, e 60 vezes
mais que uma pessoa de Bangladesh (Carvalho & Tella, 1997).
Segundo a Agência de Proteção Ambiental (EPA), os Estados Unidos da
América precisam construir 500 aterros por ano para deposição dos resíduos gerados,
sabendo-se que vem ocorrendo um aumento de 80% desses resíduos desde 1960
(Ferreira, 1999).
A facilidade que se tem para gerar resíduos em grandes quantidades,
principalmente nos países desenvolvidos, é uma constatação, porém, o espaço físico
nesses mesmos países para a construção de aterros é extremamente reduzido
(Ferreira, 1999).
Nos países em desenvolvimento a realidade não é muito diferente; apesar de
serem países com menor geração de resíduos per capita, o aumento da população
associado com as dificuldades tecnológicas e econômicas geram problemas
semelhantes aos existentes nos países desenvolvidos, quanto ao gerenciamento dos
resíduos sólidos, imperando, portanto, a necessidade de transformação dos atuais
padrões de vida, mediante a adoção efetiva de propostas para redução, reutilização e
reciclagem dos resíduos sólidos em nível mundial.
Realidade no Brasil
A Pesquisa Nacional de Saneamento Básico 2000 (IBGE, 2000), revela que
das 228.413 toneladas de lixo geradas diariamente no Brasil, 21% tem como
destinação lixões a céu aberto ou áreas alagadas, 37% são levadas a aterros
controlados, 36% vão para aterros sanitários, 2,8% são utilizadas na compostagem,
0,9% vão para usinas de triagem e 0,5% são incineradas.
Introdução 28
O lixão a céu aberto, que vêm diminuindo sensivelmente nesta última década,
é um sistema de disposição ambientalmente inadequado, mas, por outro lado, o uso de
aterros sanitários como principal método de disposição parece também não
solucionar, a longo prazo, as dificuldades inerentes ao tratamento e disposição de
resíduos sólidos (Viana, 1999).
Os aterros, embora importantes, apresentam algumas limitações como o tempo
de vida razoavelmente curto e a grande dificuldade na obtenção de locais adequados
para sua implementação nas proximidades dos centros urbanos, sem que se trate de
locais de recarga do aqüífero ou inadequados por outros motivos.
A problemática dos resíduos dos serviços de saúde (RSS) é também uma
questão que merece maior atenção. Na grande maioria das cidades brasileiras,
igualmente como acontece nos países latinoamericanos, os RSS não recebem
tratamento especial, tendo como destino final o mesmo local utilizado para descarte
dos demais resíduos urbanos. Esses locais, geralmente constituem-se em aterros
inadequados ou lixões a céu aberto, com livre acesso a um grande número de pessoas
que praticam catação desses resíduos, tornando-se um grupo vulnerável à
contaminações devido ao contato direto com diversos tipos de agentes biológicos,
químicos e, até mesmo, radioativos (Risso, 1993; Takayanagui, 1993; Blenkharn,
1995; Malavaud & Marty, 1997).
Situação no Estado de São Paulo
O Estado de São Paulo, embora considerado como o estado mais desenvolvido
do país, ainda possui uma situação deficitária em relação ao gerenciamento dos
resíduos sólidos gerados.
Introdução 29
A cidade de São Paulo, por exemplo, possui atualmente, dificuldades inerentes
ao uso de aterros sanitários como principal método de disposição de lixo urbano. No
fim da década de 90, Gentile (1998) já previa que para o ano 2001, São Paulo teria a
saturação dos dois únicos aterros sanitários da cidade (Bandeirantes e São João) e não
haveria mais locais para dispor as 20.150 toneladas de lixo geradas diariamente
(IBGE, 2000).
No caso da cidade de São Paulo, além de faltar locais apropriados para a
implementação de novos aterros, está-se vivenciando uma situação preocupante com
o aumento de lixões clandestinos espalhados pela cidade, o que representa grande
risco para a saúde pública. Ainda, outro agravante é causado pelo considerável
aumento da produção de resíduos em conseqüência do aumento da população e dos
padrões de produção e consumo (Viana, 1999).
Outro problema associado à utilização de aterros sanitários está relacionado
com a presença de chorume, dada à inexistência, até pouco tempo, de um método de
tratamento adequado. Em alguns casos, parte deste chorume é re-circulado no aterro,
mas o restante acaba gerando dificuldades para sua disposição. Isso ocorre, em parte,
devido à grande oscilação de volume desse líquido dentro do aterro.
Devido às suas características poluidoras, como por exemplo, a elevada
concentração de metais pesados e a alta demanda bioquímica de oxigênio, o chorume
causa grandes impactos no meio ambiente (Schalch & Rezende, 1991; Jardim et al.,
1995).
Situação em Ribeirão Preto
Desde 1974, a cidade de Ribeirão Preto, situada na região nordeste do Estado
de São Paulo, a exemplo de outras cidades brasileiras, começou a busca de soluções
Introdução 30
para a destinação final de seus resíduos sólidos. Naquele período teve instalado o
“Antigo Lixão Juliana” oficialmente reconhecido pela Prefeitura Municipal. No
entanto, sua localização ficava exatamente sobre a zona correspondente ao
afloramento da formação Botucatu - Pirambóia, atualmente denominado Aqüífero
Guarani, caracterizada geologicamente como uma área de recarga do extenso aqüífero
da região, portanto totalmente inadequada para descarga de resíduos, o que não
impediu seu funcionamento de 1974 até 1979, como lixão a céu aberto, sem controle
dos resíduos ali dispostos e representando área de alto impacto ambiental que até hoje
exige cuidados e estudos para remediação.
De 1979 a 1989 foi habilitada uma outra área para disposição de resíduos
sólidos do município denominado “Lixão de Serrana”, localizado a 7,5 Km da cidade
de Ribeirão Preto, nas margens da Rodovia Abraão Assed, que une o Município de
Ribeirão Preto com a cidade de Serrana, também localizado dentro da zona do arenito
da formação Botucatú - Pirambóia. O “Lixão de Serrana” possuía uma área de
aproximadamente 50 mil m2 e o volume de descarga em 1989 era de 210 toneladas
diárias. Segundo consta em Estudo de Impacto Ambiental (Alvarenga et al., 1986), os
resíduos urbanos predominantemente domésticos e os resíduos provenientes dos
serviços de saúde eram transportados por caminhões até o local e lançados em
buracos abertos no solo, sendo recobertos com uma camada de terra. O lixo hospitalar
recebia uma camada de cal antes da cobertura, o que não impedia sua catação prévia
por inúmeras pessoas que ali trabalhavam clandestinamente.
Do ponto de vista técnico, esse era também um local inadequado para a
disposição de resíduos, devido à inexistência de obras preliminares que facilitassem a
percolação do chorume para camadas subterrâneas, alcançando em alguns pontos,
Introdução 31
atualmente monitorados, o lençol de águas. Além disso, nas épocas de chuva o acesso
ao local ficava prejudicado o que impedia a cobertura imediata com uma camada de
terra, caracterizando-se num sistema de disposição do tipo lixão a céu aberto. Somado
a isso havia a questão de sua inadequada localização, do ponto de vista geológico, por
situar-se em área de recarga do Aqüífero Guarani (Alvarenga et al., 1986).
A partir de 1990 a disposição de resíduos sólidos do município passou a ser
executada em um aterro sanitário construído de acordo com as normas técnicas para
receber resíduos sólidos do tipo Classe II e III (ABNT, 1987); também teve instalado
um incinerador a calor seco para tratamento dos resíduos hospitalares antes de sua
disposição final no aterro.
Para a seleção do local foi realizada uma avaliação de sete possíveis locais
para disposição de resíduos sólidos no município, tendo sido considerados os
seguintes parâmetros: direção dos ventos, distância de áreas urbanizadas, espessura da
camada de rocha básica sobre o Arenito Botucatu, espessura da camada de solo sobre
a rocha básica, uniformidade da espessura da camada de solo, profundidade do lençol
freático, velocidade de percolação, proximidades de cursos de água, proximidade de
habitações isoladas e declive do terreno (Alvarenga et al., 1986).
Após avaliação, foi selecionada uma área de 201.400 m2, dentro da qual o
aterro sanitário passou a ocupar 135.000 m2, localizado sobre a formação basáltica da
Serra Geral, a qual não é considerada geologicamente uma zona de recarga de
aqüífero (Alvarenga et al., 1986).
O emprendimento foi implantado em 1990 numa etapa continua até o aterro
ocupar gradativamente toda a área disponível, o que estava previsto para acontecer
em 9 anos após o início das operações, ou seja, até 1999. O Aterro Sanitário foi
Introdução 32
projetado para receber no final de sua vida útil 244 toneladas de resíduos, por dia
(Alvarenga, et al., 1986).
Através de relatório, em 1999, do extinto Departamento de Urbanização e
Saneamento do Município, responsável, na época, pela instalação e manutenção
dessas operações, pode-se constatar pelo registro de alguns fatos que, provavelmente,
estariam ocorrendo problemas em sua operação os quais poderiam estar afetando a
qualidade ambiental do local, devido ao não-cumprimento de algumas das condições,
tais como:
“...o projeto original do Aterro, previa a superposição de quatro
camadas; porém, está-se trabalhando já numa extensão da vida útil
do mesmo, com a inclusão de duas camadas sobre as quatro
operadas,... atualmente, o líquido percolado é bombeado da volta à
célula da superfície, até que se instale o sistema de tratamento do
chorume...” (Anexo A).
O Módulo I do Aterro Sanitário funcionou até outubro de 2000, alcançando a
sétima célula, com a disposição de um volume de 430 toneladas/dia, volume 76%
maior do que o inicialmente estimado pelo EIA-RIMA (Alvarenga et al., 1986), que
também previa o término de seu funcionamento na quarta célula. Atualmente está-se
trabalhando no Módulo II, que se constitui numa extensão da área útil do Aterro
Sanitário de aproximadamente 75 mil m2, em operação desde novembro de 2000.
O Incinerador, do tipo AB Garcez, com capacidade de 500 Kilos/hora, foi
planejado para uma operação inicial de 7 toneladas/dia no início podendo chegar a 19
toneladas/dia. Nos últimos anos o volume máximo de RSS incinerados foi de
Introdução 33
aproximadamente 9 ton/dia, funcionando em 3 jornadas de 8 horas diariamente
(Alvarenga, et al., 1986).
Segundo Relatórios das Ações de Controle em Sistema de Incineração de
Serviços de Saúde da CETESB, o referido incinerador passou a sofrer penalidades
por falta de licença de funcionamento, devido à freqüente constatação da emissão de
fumaça preta, o que refletia problemas ligados ao equipamento (Anexo B).
Devido a essas irregularidades, o Incinerador ficou fora de funcionamento
durante sete meses no ano 1999 e novamente de janeiro a setembro de 2001, por
problemas estruturais em suas instalações; nesse período, os resíduos dos serviços de
saúde foram dispostos no Aterro Sanitário, em área separada dos resíduos
domiciliares.
Atualmente, os RSS do município estão passando por um momento de
transição em relação ao processo de tratamento, com o envolvimento de outro setor
industrial e adotando-se a sistema de desinfecção por microondas.
Segundo a OMS, mundialmente há uma escassez de informação sobre os
níveis de contaminação do ambiente em áreas localizadas próximas a usinas de
processamento de resíduos, tais como: usinas de compostagem, centros de
reciclagem, usinas de tratamento com incineradores ou outros métodos (OMS, 2001),
o que dificulta a tomada de decisões político-administrativas mais profícuas e
incisivas diante de problemas ambientais.
Assim, esta pesquisa tem como finalidade contribuir para a aquisição de novos
conhecimentos sobre a contaminação ambiental por metais pesados, decorrentes da
disposição de resíduos sólidos urbanos, além de subsidiar as ações municipais nessa
área de atuação.
Introdução 34
1.7. Objetivos
Considerando o tempo de funcionamento do Aterro Sanitário e do Incinerador
de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto-SP, assim como a necessidade de obter
conhecimento sobre os níveis de metais pesados em áreas circunvizinhas a locais de
disposição e tratamento de resíduos sólidos, foram formulados os seguintes objetivos
para o presente estudo:
- Analisar os níveis de cádmio (Cd), cromo (Cr), chumbo (Pb), manganês (Mn),
zinco (Zn) e cobre (Cu), no solo, vegetais, chorume e água subterrânea na área do
Aterro Sanitário e Incinerador Municipal de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto.
- Gerar informação sobre a situação ambiental em relação à presença de metais no
entorno do Aterro Sanitário e Incinerador Municipal de Resíduos Sólidos de Ribeirão
Preto, a fim de subsidiar as ações político-administrativas municipais.
2. MATERIAL E MÉTODOS
2.1. Delineamento da Pesquisa
Esta pesquisa constitui-se num estudo transversal, definido como um estudo
no qual as observações ou mensurações das variáveis de interesse são feitas
simultaneamente, de forma que os dados obtidos representam uma “radiografia”
sobre uma determinada situação em um dado momento (Forattini, 1992, Pereira,
1995). Desse modo, esta investigação trata especificamente da avaliação dos níveis
de metais na área do Aterro Sanitário e Incinerador Municipal de Ribeirão Preto-SP,
nos anos 2000 e 2001.
Como primeiro passo, foi solicitada a aprovação da execução do projeto junto
ao Departamento de Água e Esgoto de Ribeirão Preto (DAERP), entidade
responsável pela gestão de resíduos sólidos do Município, e, também, a aprovação do
Comitê de Etica em Pesquisa da Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto/USP.
Visando o alcance dos objetivos traçados para esta investigação foi elaborada
uma metodologia que envolveu um conjunto de procedimentos que se iniciaram com
delimitação do local do estudo, escolha dos instrumentos e preparação dos materiais
para coleta, prosseguindo com a demarcação dos pontos para coleta das amostras,
Material e Métodos 36
adoção de técnicas analíticas, validação dos métodos, além do tratamento estatístico
dos dados levantados.
As variáveis estudadas constituíram-se pelos metais: cádmio, cromo, chumbo,
manganês, zinco, cobre e mercúrio presentes nas matrizes: solo, vegetais, água
subterrânea e líquido percolado nos pontos demarcados.
2.2. Procedimento Metodológico
Local de Estudo
O município de Ribeirão Preto está localizado na região Nordeste do Estado
de São Paulo, mais precisamente na porção Norte-Noroeste da Bacia do Paraná, na
província geomorfológica denominada “Cuestas Basálticas” (Laguna,2000).
Atualmente, possui uma população de cerca de 504.923 habitantes e uma área de 651
km2 (IBGE, 2000).
O presente estudo foi realizado no Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos
de Sólidos de Ribeirão Preto, localizado nas margens da Rodovia Mário Donega, que
oferece acesso às cidades de Dumont e Pradópolis, próximo ao Anel Viário, situado
entre as coordenadas 21º10’ a 21º15’ de latitude Sul e 47º50’ a 47º51’ de longitude
Oeste (Figuras 6 e 7).
Material e Métodos 37
Material e Métodos 38
Fig. 6 -Mapa de localização do Aterro Sanitário Incinerador de
Ribeirão Preto (Fonte: Alvarenga et al., 1986).
AS
I
AS: Aterro Sanitário de RP I: Incinerador de RSS de RP
Fig. 7 – Foto Aérea do Aterro Sanitário e Incinerador de Ribeirão Preto e das áreas circunvizinhas (Fonte: Secretaria Municipal de Planejamento, 2002).
Material e Métodos 39
Demarcação dos pontos de coleta
A demarcação dos pontos de coleta, realizada em junho de 2000, foi
executada no local de estudo por uma equipe de topógrafos, liderada por um
engenheiro agrimensor da firma “Paulo Mano Engenharia”, após planejamento
prévio e estudo da área (Fig. 8).
Fig. 8 – Momento de determinação dos pontos de coleta de amostras de
solo e vegetais no Aterro Sanitário da Cidade de Ribeirão Preto - SP.
(Fonte: Takayanagui & Segura-Muñoz, 2000)
Essa demarcação dos pontos de coleta foi iniciada com a definição de um
ponto central no Aterro Sanitário, a partir do qual foram delimitados os pontos de
sondagem nos sentido Norte, Sul, Leste e Oeste, com base na orientação do norte
magnético, iniciando-se pelos limites das células do Aterro Sanitário considerados no
estudo como “ponto zero”.
Material e Métodos 40
Inicialmente, havia sido planejada a coleta das amostras nos pontos: zero, 50,
100 e 200 metros para cada uma das 4 direções (Norte, Sul, Leste, e Oeste). Porém, a
existência de extensos canaviais fechados limitou o acesso para a demarcação e
coleta em alguns pontos no sentido Oeste e Sul (Fig. 9); motivo pelo qual, a
distribuição dos pontos de coleta acabou sofrendo algumas alterações.
Fig. 9 – Canaviais limítrofes no sentido Sul do Aterro Sanitário da
Cidade de Ribeirão Preto - SP (Fonte: Takayanagui & Segura-Muñoz,
2000).
Assim, foram selecionados quatro pontos de coleta para a direção Norte e
igualmente para a direção Leste, com as distâncias de 0, 50, 100 e 200 metros. Para a
direção Oeste, os quatro pontos corresponderam às distâncias de 0, 50, 100 e 115
metros e, no sentido Sul, os valores foram de 0, 22 e 554 metros (Fig. 10).
Material e Métodos 41
Fig. 10: Pontos de coleta delimitados para cada matriz segundo sua distribuição espacial
(Fonte: Projeto Topográfico da Coleta de Amostras, Anexo C)
Instrumentos para coleta de dados
Todos os materiais utilizados para coleta e acondicionamento eram de
polietileno e foram previamente submergidos em solução de ácido nítrico a 30% por
24 horas, para eliminação de metais interferentes (VARIAN, 1988; APHA,1998;
Voegborlo et al., 1999) e posteriormente enxaguados com água Milli-Q no Setor de
Metais do Laboratório de Pediatria e Puericultura do HCFMRP/USP.
Para a coleta de amostras de solo, foram utilizados instrumentos de
jardinagem de teflon ou polietileno. Para o armazenamento do material foram
utilizadas caixas de polietileno providas de tampa (28 x 40 x 12 cm). Tomou-se o
cuidado de não se utilizar equipamentos de metal, a fim de se evitar contaminação no
momento da coleta.
Material e Métodos 42
Para a coleta de amostras de vegetal, também foram utilizados instrumentos
de jardinagem de teflon ou polietileno. Para o armazenamento dessas amostras foram
utilizados sacos de polietileno com fechamento hermético do tamanho de 15 x 20
cm. Para a coleta de amostras de chorume e água, foram utilizadas garrafas de
polietileno de 300 ml, providas de tampa. Todos os equipamentos para
acondicionamento das amostras foram etiquetados e devidamente identificados.
Coleta das amostras
Como equipe de apoio, participaram da coleta de amostras quatro alunos do
Curso de Graduação de Enfermagem da EERP/USP, que haviam freqüentado a
Disciplina Introdução a Saúde Pública, os quais foram previamente orientados,
através de um treinamento de 8 horas, sobre: tipo de investigação, relevância de
estudos dessa natureza, cuidados necessários para a coleta de amostras ambientais
visando a análise de metais pesados e efeitos toxicológicos dos metais pesados.
Durante a coleta de dados contamos também com apoio da equipe de “Paulo
Mano Engenharia”, contratada especialmente para a demarcação dos pontos de
coleta, além do pessoal técnico ligado às instalações do Aterro Sanitário e
Incinerador Municipal.
A data de coleta, 21 de junho de 2000, foi definida em função da necessidade
de se obter amostras que refletissem as condições da época mais seca do ano.
Segundo dados do Núcleo de Agronomia de Alta Mogiana, situado na área vizinha
ao Aterro Sanitário de Ribeirão Preto, nos meses de abril, maio e junho, que
antecederam a coleta, não foram registradas chuvas, exceto nos dias 18 de abril e 2
Material e Métodos 43
de maio, nos quais foram registradas precipitações de 0,2 e 0,9 mm, respectivamente
(Anexo D).
Solo: Em cada um dos pontos delimitados foi coletada uma amostra de solo de
aproximadamente 500 g, tendo sido traçado previamente a coleta, um quadrado de 20
x 20 cm, e feita uma escavação de até 20 cm de profundidade, de onde foi retirada a
amostra (Shallari et al., 1998). Foram coletadas amostras de solo de um total de 16
pontos (Fig. 10), e imediatamente armazenadas em caixas de polietileno (Fig.11).
Vegetais: Foram coletadas amostras de folhas, caule e raiz de plantas existentes em
cada um desses locais. Cada uma das secções da planta coletada foi guardada
separadamente em sacos de polietileno, devidamente identificados. A vegetação
nesse local é escassa constituindo-se, em quase sua totalidade, de pequenos arbustos,
com pouca variedade de espécies. Foram coletadas amostras de um total de 15
pontos. No ponto denominado Oeste/100 não havia vegetais no momento da coleta
(Fig. 10).
Líquido percolado: Duas amostras de chorume foram extraídas dos tanques
coletores, localizados no lado Norte do Aterro Sanitário. Outras quatro amostras
foram recolhidas em diferentes pontos de afloramento superficial espontâneo, todos
estes localizados sobre o Aterro Sanitário, totalizando seis amostras de chorume (Fig.
10).
Água: No dia de coleta não foram localizados pontos de água superficial nos locais
selecionados na área demarcada para a pesquisa. O curso de água mais próximo é
representado pelo Córrego Monte Alegre, tributário do Ribeirão Preto, este por sua
vez, componente da Bacia do Rio Pardo. Trata-se de um curso d’água, oriundo de
área intensamente modificada, recebendo influência direta de um complexo
Material e Métodos 44
agroindustrial produtor de açúcar e álcool e da instalação humana participante
(Alvarenga et al., 1986).
Já, em 1986, eram ressaltadas como remotas as possibilidades do Córrego
Monte Alegre ser utilizado algum dia para abastecimento público. Isto porque, sua
vazão seria insuficiente para o abastecimento da cidade, além do fato de haver usinas
de cana de açúcar situadas nas suas cabeceiras, o que representa uma ameaça
constante à qualidade de suas águas, inviabilizando sua captação para o consumo
humano (Alvarenga et al., 1986).
Optou-se, então, por fazer a coleta de água de três poços artesianos a jusante
do Aterro Sanitário, localizados nos sentidos norte e leste (Fig. 10), os quais vêm
sendo monitorados semestralmente pelas autoridades municipais responsáveis pelo
aterro; cabe salientar que o poço a montante do aterro (sentido Sul), encontrava-se
seco, impossibilitando a coleta nesse ponto.
Fig. 11- Materiais utilizados para a coleta de solo, vegetais, água e chorume no local. (Fonte: Segura-Muñoz & Takayanagui, 2000)
Material e Métodos 45
Amostras-controle: Para a coleta de amostras-controle, selecionou-se a Mata Santa
Teresa - Estação Ecológica de Ribeirão Preto, considerada como uma área
significativamente representativa de ecossistemas brasileiros (Aita, 1997), está
constituída por 154,16 ha de floresta semidecidual, sobre terra-roxa estruturada, entre
as coordenadas 21º13’ a 21º15’ de latitude Sul e 47º53’ a 47º56’ de longitude oeste.
Situa-se ao Sul da zona urbana de Ribeirão Preto, numa altitude média de 570 m
(CONSEMA, 1995). Nesse local foram coletadas duas amostras de cada matriz (solo
e vegetais), mantendo-se as mesmas condições de coleta no Aterro Sanitário,
definidas para as amostras desse estudo no Aterro Sanitário.
No total foram coletadas em duplicata 122 diferentes amostras nos pontos de
monitoramento selecionados na área do Aterro Sanitário Municipal e da Mata de
Santa Teresa de Ribeirão Preto, SP (Tab. 1).
Tab. 1- Distribuição das amostras coletadas na Área do
Aterro Sanitário Municipal e da Mata Santa Tereza de
Ribeirão Preto.
Local
Matriz
Leste Norte Oeste Sul Ponto Central
Ponto Controle
Total
Solo 8 8 8 6 2 4 36
Raiz 8 8 6 6 2 4 34
Folha 8 8 6 6 2 4 34
Chorume 6* 2 2 2 12
Água subterrânea
2 4 6
Total 26 34 22 20 8 12 122 * 4 amostras coletadas em 2 tanques de captação e 2 amostras de
afloramento superficial
Material e Métodos 46
Transporte
Após a coleta, as amostras de solo foram levadas ao Laboratório de Saúde
Ambiental da Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto/USP. As amostras de
vegetais, de chorume e de água foram levadas ao Setor de Metais do Laboratório de
Pediatria da Faculdade de Medicina do Hospital das Clínicas de Ribeirão Preto.
Preparação das amostras
Solo: As amostras de solo foram mantidas à temperatura ambiente por 30 dias em
caixas de polietileno, em local fresco e arejado, deixando-as estendidas em caixas de
polietileno e protegidas para evitar contaminação por agentes externos. Após a
secagem, as amostras foram homogeneizadas manualmente utilizando-se morteiros
de polietileno; a seguir, foram peneiradas para separação das partículas maiores ou
restos vegetais, mediante a utilização de peneiras de polietileno com 1,5 mm de luz
de malha (Shallari et al. 1998), no Laboratório de Pesquisa de Saúde Ambiental da
Escola de Enfermagem de Ribeirão Preto/USP.
Uma vez homogeneizada e peneirada era separada uma amostra de solo de
aproximadamente 200 gramas, através da técnica de quartejamento, que consiste em
dividir a amostra em quatro partes iguais e tomar iguais quantidades de cada uma
delas para compor a amostra a ser analisada. As amostras foram, então, levadas ao
Setor de Metais, do Laboratório de Pediatria e Puericultura do Departamento de
Pediatria da FMRP/USP, para a realização das análises posteriormente.
Vegetais: As folhas e as raízes foram secadas em estufa a 40°C por 48 horas e, a
seguir foram trituradas para a obtenção de fragmentos menores, os quais foram
utilizados para a realização das análises químicas. Devido ao fato dos vegetais
Material e Métodos 47
coletados serem de pequeno porte, optou-se por excluir da análise a matriz caule,
considerando-se que as raízes e folhas seriam suficientes para a detecção de metais
que pudessem ter sido absorvidos pela via aérea ou radicular.
Líquido percolado e água: Foi adicionado HNO3 de alta pureza às amostras e
mantidas a -18 °C até o momento das análises.
Método de Extração de Metais Pesados
Todos os materiais utilizados no processo de extração e detecção de metais
foram sumergidos em solução de HNO3 (30% v/v), por 12 horas como mínimo.
Solo: No primeiro momento foi utilizado o método de extração de metais pesados em
solo, recomendado pela VARIAN (1988), que pode ser descrito da seguinte forma:
0,100 g de solo foi pesado em cadinhos de teflon de 100 ml, posteriormente digerido
em banho de areia entre 110 ºC e 120°C, com 0,5 ml de ácido perclórico a 72% e 5,0
ml de ácido fluorídrico a 48%, evitando-se a secagem completa da amostra. O
resíduo foi recuperado com 5,0 ml de ácido clorídrico 6 N e 15,0 ml de água Milli-
Q, sendo o conteúdo transferido para um frasco volumétrico de 25 ml e completado o
volume com água Milli-Q.
Os resultados obtidos mediante esse método de extração não correspondiam a
realidade mediante a confirmação do resultado utilizando amostras certificadas de
solo. Por este motivo, foi necessário modificar o método proposto para extração de
metais no solo, adotando-se o método publicado pela Australian Standard
Association: “Extração de metais e metalóides do solo por Água Regia – Método de
Digestão em Placa Aquecida” (Anexo E).
Material e Métodos 48
O método acima citado pode ser resumido da seguinte forma: foi pesada
1,000 g de cada amostra em balões de bocal esmerilhado de 250 ml; as amostras
foram umedecidas com água Milli-Q e depois foram adicionados 10 ml de água
regia. Os frascos foram tampados e deixados em repouso por 16 horas na
temperatura ambiente. Após esse tempo, as amostras foram digeridas em sistema de
refluxo durante 2 horas, evitando-se ebulição intensa. Após o término da digestão e
resfriamento das amostras foram adicionados 10 ml de HNO3 a 1% (v/v), e o resíduo
transferido quantitativamente para balões volumétricos de 100 ml completando-se o
volume com água Milli-Q. Após centrifugação em tubos cônicos, o sobrenadante foi
separado e reservado para posteriores análises.
Vegetais: Para extração foi pesada 1,000 g de amostra seca em tubo de vidro
Kjeldahl, adicionando-se 10 ml de HNO3 concentrado e levado a uma temperatura de
80 a 110 °C. Após completa digestão, o conteúdo foi esfriado e filtrado, utilizando-se
papel de filtro Whatman 40, sendo então, transferido quantitativamente para frasco
volumétrico de 25 ml e completado o volume com água Milli-Q (VARIAN, 1988;
Tack et al., 1998).
Chorume: Foi colocado 1,00 ml de amostra em tubo de vidro Kjeldahl e realizada a
digestão com 10 ml de ácido nítrico concentrado e levado a uma temperatura de 80 a
110 °C. Após completa digestão, o conteúdo foi filtrado utilizando papel de filtro
Whatman 40, transferido quantitativamente para um frasco volumétrico de 25 ml,
completado-se o volume com água Milli-Q (VARIAN, 1988).
Água: As amostras de água foram centrifugadas e o sobrenadante separado para
posterior leitura dos metais pesados (APHA,1998).
Material e Métodos 49
Dosagem de brancos
Para todas as determinações executadas foram realizadas análises dos brancos
concomitantemente, utilizando-se nestes casos, unicamente os reagentes usados na
detecção das diferentes matrizes submetidos ao mesmo tratamento. Os valores
obtidos na análise dos brancos foram subtraídos dos valores detectados para cada
amostra.
Leitura de Metais Pesados
As dosagens de cromo, chumbo, cádmio, manganês e cobre foram realizadas
por Espectrofotometria de Absorção Atômica com Forno de Grafite (EAA-FG), num
espectrofotômetro VARIAN-ZEEMAN modelo 640-Z (Fig. 12). A dosagem de
mercúrio foi realizada por espectrofotometria de Absorção Atômica com Geração de
Hidreto (EAA-VGA) num Espectrofotômetro VARIAN, modelo AA-200 (Fig. 13).
Dosagens de zinco e cobre, foram realizadas por Espectrofotometria de Absorção
Atômica de Chama (EAA-Chama) num Espectrofotômetro marca Perkin Elmer
modelo 380 (Fig. 14). As condições de análise para cada metal são especificadas no
Anexo F.
Material e Métodos 50
Fig. 12 – Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Forno de Grafite (EAA-FG), Setor de Metais do Laboratório de Pediatria do Hospital das Clínicas da FMRP/USP (Fonte: Trevilato, 2000)
Fig. 13 – Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Gerador de Hidretos (EAA-VGA), Setor de Metais do Laboratório de Pediatria do Hospital das Clínicas da FMRP/USP (Fonte: Trevilato, 2000).
Material e Métodos 51
Fig. 14 – Espectrofotômetro de Absorção Atômica com Chama (EAA-Chama), Setor de Metais do Laboratório de Pediatria do Hospital das Clínicas da FMRP/USP (Fonte: Trevilato, 2000).
Limites de detecção
Na Tab. 2, estão apresentados os limites de detecção dos métodos utilizados
para a análise dos metais pesados, objeto deste estudo e os respectivos métodos
adotados.
Tab. 2: Métodos e limites de detecção de metais do Setor de
Metais do Laboratório de Pediatria e Puericultura, FMRP/USP.
Metal analisado Limite de Detecção
Método
Cádmio (Cd) 0,0001 mg/L EAA-FG
Chumbo (Pb) 0,001 mg/L EAA-FG
Cromo (Cr) 0,002 mg/L EAA-FG
Mercúrio (Hg) 0,0001 mg/L EAA-VGA
Zinco (Zn) 0,001 mg/L EAA-Chama
Material e Métodos 52
Manganês (Mn) 0,001 mg/L EAA-FG
Cobre (Cu)
0,005 mg/L
0,4 mg/L
EAA-FG
EAA-Chama Validação dos Métodos
Através do Setor de Metais do Laboratório de Pediatria e Puericultura do
Departamento de Pediatria da FMRP/USP e da empresa representante da VARIAN
ANALYTICAL INSTRUMENTS, em São Paulo, foi estabelecido contato com o Dr.
Waller Graemer, diretor do Laboratório Quality Control Technologies Pty Ltd.,
localizado em Queensland na Austrália, com quem foi acordada a participação no
controle inter-laboratorial de agosto de 2000 até junho de 2001.
Durante este período, todo mês eram recebidas amostras certificantes de solo,
água potável e água não potável (Fig.15) e analizadas segundo os métodos adotados
no presente estudo. Os resultados eram, então, enviados para o Laboratório Quality
Control Technologies, onde eram conferidos os nossos resultados e emitido um
certificado avaliando a exatidão dos mesmos. Parte dos exemplares dos certificados
recebidos do controle inter-laboratorial estão apresentados no Anexo G.
Material e Métodos 53
Fig. 15: Padrões certificantes provenientes do Laboratório Quality Control
Technologies Pty Ltd. Queensland, Austrália (Fonte: Segura-Muñoz, 2001).
A cada análise das amostras coletadas na área do Aterro Sanitário e
Incinerador de RSS, eram realizadas, concomitantemente, análise de amostras
certificantes, como controle. Assim, nossos resultados eram considerados adequados
quando os níveis de metais detectados nas amostras certificantes apresentavam uma
margem de erro sistemático de até 20% do valor real, reportado pelo Laboratório
Quality Control Technologies. O cálculo do erro sistemático (%BIAS) foi realizado
através da seguinte expressão, segundo Causon (1997).
% BIAS = [(valor estimado – valor real) / valor real] x 100
Análise estatística dos dados
Foi construído um banco de dados no Programa Microsoft Excel Versão 97;
posteriormente, os dados foram transferidos ao Programa SPSS – 10.0 (Statistical
Program for Social Sciences, for Windows Version 10.0), para a análise estatística.
Os valores obtidos nos diferentes pontos de coleta na área do Aterro Sanitário
foram comparados com os valores obtidos no ponto-controle na Mata de Santa
Teresa, utilizando-se os testes estatísticos não-paramétricos Mann-Whitney, no caso
de comparação entre dois grupos de amostras e Kruskal–Wallis no caso de
comparações entre mais do que dois grupos de amostras. O nível de significância
utilizado foi de a = 0,05, de modo que valores de p<0,05, indicaram a existência de
diferenças significantes entre os pontos de comparação ( Zar, 1999).
Material e Métodos 54
Na comparação de três grupos ou mais, além do Teste de Kruskal-Wallis, foi
aplicado o Teste de Comparações Múltiplas para identificar os pontos onde havia
diferença estatisticamente significante. Através do teste de Comparações Múltiplas
obteve-se um valor crítico de q, o qual foi confrontado com o valor crítico de q
tabelado que varia de acordo com o número de grupos comparados. Para a
comparação de cinco grupos o valor crítico de q tabelado é q=3,858, para quatro, o
q=3.633 e para 3 grupos o q=3.314; valores críticos de q calculados superiores aos
valores tabelados indicaram a existência de diferença estatisticamente significante
(Zar,1999).
As análises estatísticas realizadas neste estudo foram baseadas nesses
pressupostos teóricos.
Valores de Referência
Para a análise dos níveis de metais em solo considerou-se os Valores
Orientadores para Solos no Estado de São Paulo, elaborados pela CETESB –
Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (CETESB, 2001).
Para a análise dos resultados do líquido percolado, consideraram-se os valores
máximos permissíveis do Decreto 8468/76 (São Paulo, 1976).
Para a análise dos resultados de água subterrânea, consideraram-se os valores
da Portaria 1469/2000, do Ministério da Saúde (Brasil, 2001).
Para a comparação das concentrações de metais em vegetais no Aterro
Sanitário foram consideradas informações existentes na literatura científica, dada à
inexistência de parâmetros nacionais que ofereçam algum valor de referência.
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
Através do presente estudo foram quantificados os níveis de Cádmio, Cromo,
Chumbo, Cobre, Manganês, Zinco e Mercúrio em diversas matrizes ambientais, tais
como água, chorume, solo e vegetais (raízes e folhas).
Inicialmente são apresentados os resultados obtidos para cada metal para as
matrizes solo, raiz e folha, de acordo com suas localizações espaciais na área de
abrangência da pesquisa e no ponto-controle, seguidos da análise estatística,
realizada segundo os testes não-paramétricos selecionados. Logo após, é realizada a
discussão sobre os achados da investigação.
A seguir são apresentados os níveis de metais detectados nas amostras de
chorume e nas amostras de água subterrânea coletadas naárea de estudo, seguidos
pela discussão.
3.1. Níveis de metais no solo, raiz e folha
Níveis de cádmio
Os níveis de cádmio detectados para as diferentes matrizes solo, raiz e folha,
segundo sua distribuição espacial na área do Aterro Sanitário, são apresentados na
Tab. 3, a seguir:
Resultados e Discussão 56
Tab. 3 - Nível de cádmio nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/kg para cada matriz.
¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude Semi-quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não encontradas espécies vegetais Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Na comparação dos níveis de cádmio entre o ponto-controle e o ponto-
central, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para solo, raiz e
folha (p=0,002), onde os níveis de cádmio foram menores para o ponto-controle.
Na comparação dos níveis de cádmio para os pontos Leste/0, Norte/0,
Oeste/0, Sul/0 e o ponto-controle, foram encontrados valores estatisticamente
significantes mediante o Teste Kruskal-Wallis para as matrizes solo, raiz e folha
Parâmetro
Ponto de Coleta
SOLO
Mediana; ASQ¶
RAIZ
Mediana; ASQ¶
FOLHA
Mediana; ASQ¶
Controle 4,382; 0,163 0,055; 0,001 0,012; 0,001
Central 14,948; 0,153 0,292; 0,006 0,094; 0,001
Leste/0 13,486; 0,328 0,533; 0,004 0,086; 0,004
Leste/50 15,015; 0,144 1,031; 0,004 0,027; 0,003
Leste/100 15,256; 0,233 0,856; 0,002 0,013; 0,001
Leste/200 15,627; 0,013 1,445; 0,002 0,023; 0,002
Norte/0 28,029; 0,042 2,945; 0,012 0,565; 0,007
Norte/50 25,665; 0,354 2,221; 0,006 0,514; 0,002
Norte/100 29,558; 0,219 1,285; 0,005 0,055; 0,010
Norte/200 13,810; 0,733 1,042; 0,028 0,084; 0,001
Oeste/0 13,468; 0,068 1,094; 0,010 0,193; 0,005
Oeste/50 13,225; 0,160 0,504; 0,007 0,043; 0,003
Oeste/100 13,334; 0,062 N.E.¶¶ N.E.¶¶
Oeste/115 14,029; 0,053 1,029; 0,007 0,012; 0,003
Sul/0 12,729; 0,191 1,566; 0,007 0,035; 0,003
Sul/22 13,288; 0,112 1,549; 0,005 0,015; 0,001
Sul/554 14,445; 0,047 1,290; 0,004 0,018; 0,001
Resultados e Discussão 57
(p˜ 0). De acordo com (ZAR, 1999), nas comparações múltiplas para cinco grupos,
valores superiores a q=3,858 indicam que existe diferença significante entre os
pontos de comparação, como anteriormente descrito na metodologia.
Na Tab. 4, observa-se que o ponto Norte/0 apresentou diferenças significantes
ao serem comparados com o ponto controle para as três matrizes avaliadas. O ponto
Oeste/0 apresentou diferenças para as matrizes solo e folha, enquanto que o ponto
Leste/0 apresentou diferença significante unicamente para a matriz solo e o ponto
Sul/0 unicamente para raiz. Sendo que em cada um desses pontos os valores foram
superiores aos detectados para o ponto controle.
Tab. 4 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cd do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 4,2* 6,7* 4,1* 1,6
Raiz Controle 1,7 6,7* 3,3 5,0*
Folha Controle 3,3 6,1* 5,5* 1,7 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cádmio nos pontos Leste 50, Norte/50, Oeste/50
e o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para
solo, raiz e folha (p˜ 0). Para comparações múltiplas entre quatro grupos, valores
superiores a q=3,633 indicam que existe diferença significante entre os pontos de
comparação (Tab. 5). Observa-se que o ponto Norte/50 apresentou diferenças
significantes ao ser comparado com o ponto-controle para as três matrizes avaliadas.
O ponto Leste/50 apresentou diferença significante unicamente para as matrizes solo
e raiz e, o ponto Oeste/50 unicamente para folha. Sendo que em cada um desses
pontos os valores foram superiores aos encontrados no ponto-controle.
Resultados e Discussão 58
Tab. 5 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cd do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 4,2* 6,2* 2,1
Raiz Controle 4,2* 6,2* 2,1
Folha Controle 2,1 6,2* 4,2* * Diferença estatisticamente significante.
Na comparação dos níveis de cádmio nos pontos Leste 100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle foram encontrados valores estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p máximo=0,002).
Para comparações múltiplas das amostras de solo, valores críticos de q
superiores a q=3,633 indicam que existe diferença significante entre os pontos de
comparação, por se tratar de quatro grupos. Para comparações múltiplas das amostras
de raiz e folha, valores superiores a q=3,314 indicam que existe diferença
significante entre os pontos de comparação, dado que não existe grupo de
comparação no ponto Oeste/100 (Tab. 6).
O ponto Norte/100 caracterizou-se por apresentar diferenças significantes
para as três matrizes, enquanto no ponto Leste/100 a diferença foi significativa
unicamente para a matriz solo.
Tab. 6 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cd do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 4,2* 6,2* 2,1
Raiz Controle 2,7 5,5* N.E.
Folha Controle 1,4 4,8* N.E. * Diferença estatisticamente significante
Resultados e Discussão 59
N.E.: não encontradas amostras vegetais
Na comparação entre os níveis de cádmio nos pontos Leste 200 e Norte/200,
em relação ao ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo (p=0,001) e para raiz e folha (p˜ 0).
Ao realizar o teste de comparações múltiplas, verificamos que os pontos que
apresentaram valores de q críticos superiores a 3,314 tiveram diferença significante
entre eles (Tab. 7). O ponto Leste/200 apresentou diferença significante para as
matrizes solo e raiz. O ponto Norte/200 para as matrizes solo e folha, quando
comparados com o ponto-controle.
Tab. 7 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cd do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 5,5* 3,9*
Raiz Controle 5,5* 2,7
Folha Controle 2,7 5,5* * Diferença estatisticamente significante
Na comparação entre os níveis de cádmio no ponto Oeste/115, com respeito
ao ponto controle foi encontrada diferença estatisticamente significante para solo e
raiz (p=0,002), porém não foi detectada diferença com respeito as matriz folha
(p=0,818).
Na comparação entre os níveis de cádmio no ponto Sul/22 com respeito ao
ponto controle foi encontrada diferença estatisticamente significante para raiz
(p=0,002), porém não foi detectada diferença com respeito às matrizes solo e folha
(p=0,041). Diferenças significantes foram detectadas na comparação dos níveis de
cádmio no ponto Sul/554, para todas as três matrizes.
Resultados e Discussão 60
Organizando-se os resultados obtidos das análises estatísticas, de acordo com
os pontos de coleta, destacamos, na Fig. 16, que o sentido Norte apresentou uma
maior freqüência de diferenças estatisticamente significativas para as três matrizes
(solo, raiz e folha).
Fig. 16 – Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cd, segundo os pontos de coleta. (S: solo; R: raiz; F:folha).
Sabe-se que o cádmio ocorre na crosta terrestre em uma concentração média
de 0,1 mg/Kg. Este metal também pode ser introduzido no ambiente terrestre por
mineração, produção de metais ferrosos, aterros, incineradores, na aplicação de
fertilizantes ou procedente de lodo de efluentes domiciliares (WHO, 1992; Toppi &
Gabbrielli, 1999).
No presente estudo, pôde-se constatar, uma variação dos níveis de Cd no
solo entre 12,729 mg/kg e 29,558 mg/kg (Tab. 3), observando-se as concentrações
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 SF 100 SRF 50 SRF
0 SRF
F 0
R 22
SRF 554
0 50 100 200 S SR S SR
SR F SF 200 100 50 0
Cádmio
A.S.
Resultados e Discussão 61
mais elevadas nos pontos situados no sentido Norte. Ao se comparar os valores
obtidos com os valores de referência para o estado de São Paulo (CETESB, 2001),
observa-se uma situação de risco, considerando que os valores de referência para
este metal são de 10 mg/kg para solos de uso agrícola e de 15 mg/kg para solos de
uso residencial (ANEXO I).
Ainda, as concentrações de Cd detectadas nas amostras de solo, apresentam-
se altas quando comparadas com os níveis de Cd reportados para solo coletado na
vizinhança de um incinerador de resíduos municipais na Espanha, os quais variaram
entre 0,15 e 0,40 mg/kg (Meneses et al., 1999; Llobet et al., 2002).
Cabe destacar que em alguns países da Europa têm sido estabelecidos valores
de Cd entre 0 e 1 mg/kg para solos não contaminados (HMSO, 1991 apud Hamilton,
2000), o que pode servir como referência para comprovação de que as concentrações
de Cd detectadas na área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos do
município de Ribeirão Preto representam um problema ambiental que precisa ser
melhor estudado para monitoramento ou, até mesmo, para a busca de soluções de
remediação da área.
Em solos com concentrações de Cd superiores aos limites máximos, verifica-
se que poucas espécies vegetais conseguem crescer, a espécie Thlaspi caerulescens é
uma das poucas espécies que tem demonstrado capacidade de sobreviver em meios
contaminados por Cd, essa espécie vem sendo utilizada em processos de fito-
remediação de solos contaminados por Cd, em pesquisas realizadas em Estados
Unidos (Brown et al., 1994).
Com relação aos vegetais, no presente estudo, as concentrações de Cd nas
raízes variaram de 0,504 a 2,945 mg/kg e nas folhas de 0,012 a 0,565 mg/kg. Estes
Resultados e Discussão 62
resultados apresentam-se elevados quando comparados com os valores reportados
para amostras de vegetais coletadas em área vizinha a um incinerador de resíduos
municipais na Espanha, os quais foram inferiores a 0,11 mg/kg (Meneses et al.,
1999).
De acordo com a literatura, sabe-se que a absorção de cádmio pelos vegetais
através do solo é limitada (WHO, 1992). No presente trabalho, observou-se que as
raízes apresentaram níveis de Cd que variaram de 1 a 10% com respeito às
concentrações detectadas no solo e a concentração para folhas variou de 0,27 a
2,01% quando comparada aos valores obtidos nas amostras de solo (Tab. 3). Esses
dados evidenciam que o Cd concentra-se, principalmente, nas raízes e, em menor
grau, nas folhas (Cataldo et al., 1983;WHO, 1992;). Sabe-se que, em condições de
contaminação por Cd, os vegetais ativam uma série de mecanismos de defesa a nível
celular, dentre os quais podem ser citados: processos de imobilização na parede
celular, processos de exclusão na membrana plasmática, síntese de fito-quelantes,
compartimentalização em vacúolos e síntese de proteínas estressantes, que
bloqueiam a absorção desse metal não essencial para a vida vegetal (Dixit et al.,
2001)
Resultados e Discussão 63
Níveis de Cromo
Os níveis de cromo presentes nas matrizes solo, raiz e folha são apresentados
na Tab. 8, a seguir:
Tab. 8 - Nível de cromo nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição
espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz.
Parâmetro
Ponto de Coleta
SOLO
Mediana; ASQ¶
RAIZ
Mediana ; ASQ¶
FOLHA
Mediana ; ASQ¶
Controle 7,431; 0,004 0,176; 0,018 0,176; 0,014
Central 21,826; 0,110 0,568; 0,063 0,278; 0,011
Leste/0 19,121; 0,097 0,946; 0,072 0,520; 0,009
Leste/50 25,372; 0,038 2,070; 0,072 0,903; 0,028
Leste/100 25,370; 0,027 1,540; 0,008 0,811; 0,007
Leste/200 22,287; 0,013 2,252; 0,042 0,855; 0,013
Norte/0 54,206; 0,147 5,066; 0,083 1,253; 0,022
Norte/50 46,668; 0,251 8,009; 0,095 1,831; 0,023
Norte/100 35,480; 0,026 6,302; 0,042 1,126; 0,036
Norte/200 30,481; 0,062 0,488; 0,035 1,135; 0,042
Oeste/0 23,224; 0,039 2,091; 0,044 1,193; 0,009
Oeste/50 24,650; 0,097 0,993; 0,064 0,692; 0,004
Oeste/100 29,096; 0,068 N.E. ¶¶ N.E. ¶¶
Oeste/115 28,573; 0,027 1,136; 0,039 0,843; 0,022
Sul/0 14,919; 0,104 2,392; 0,029 0,986; 0,016
Sul/22 32,579; 0,010 2,180; 0,028 0,703; 0,016
Sul/554 30,938; 0,161 1,361; 0,036 0,571; 0,005
¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude Semi-Quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não foram encontradas espécies vegetais
Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Resultados e Discussão 64
Na comparação dos níveis de cromo das amostras coletadas no ponto-controle
e ponto-central, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para
solo, raiz e folha (p=0,002).
Na comparação dos níveis de cromo dos pontos Leste/0, Norte/0, Oeste/0,
Sul/0 com o ponto-controle, foram encontrados valores com diferenças
estatisticamente significantes para solo, raízes, folhas (p˜ 0). Ao realizar o Teste de
Comparações Múltiplas, foi identificada uma diferença significante entre alguns dos
pontos (q>3,858). Observa-se na Tab. 9, que o ponto Norte/0 apresentou diferenças
significativas ao serem comparados com o ponto-controle para as três matrizes
avaliadas. O ponto Oeste/0 apresentou diferença significante para a matriz solo e
folha e o ponto Sul/0 unicamente para raiz.
Tab. 9 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cr do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 3,3 6,7* 5,0* 1,6
Raiz Controle 1,7 6,7* 3,3 5,0*
Folha Controle 1,6 6,7* 5,0* 3,3 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cromo nos pontos Leste/50, Norte/50, Oeste/50
com o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente significantes
para solo, raiz e folha (p˜ 0). Através do Teste de Comparações Múltiplas, observa-
se na Tab. 10, que os pontos Norte/50 e Leste/50 apresentaram diferenças
significantes ao serem comparados com o ponto controle para as três matrizes
avaliadas. Sendo que em cada um desses pontos os valores foram superiores aos
Resultados e Discussão 65
encontrados no ponto-controle (q>3,633). O ponto Oeste/50 apresentou diferença
significante unicamente para a matriz solo.
Tab. 10 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cr do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 4,2* 6,2* 3,7*
Raiz Controle 4,2* 6,2* 2,1
Folha Controle 4,2* 6,2* 2,1 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cromo nos pontos Leste/100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p=0,001). A Tab. 11 apresenta os valores críticos
de q obtidos, destacando-se que os pontos localizados no sentido Norte foram os que
apresentaram diferenças significantes (q>3,633, para solo e q> 3,314 para raiz e
folha), com respeito ao ponto-controle para as três matrizes avaliadas. Os pontos
Leste/100 e Oeste/100 somente para solo.
Tab. 11 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cr do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 3,7* 6,2* 4,2*
Raiz Controle 2,7 5,5* N.E.**
Folha Controle 2,7 5,5* N.E.** * Diferença estatisticamente significante ** Amostra vegetal inexistente
Resultados e Discussão 66
Na comparação dos níveis de cromo nos pontos Leste/200, Norte/200 com
respeito ao ponto controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p=0,001). Ao realizar o teste de comparações
múltiplas, verificamos que no ponto Norte/200 as matrizes solo e folha apresentaram
diferença significante com respeito ao ponto-controle (Tab. 12).
Tab. 12 - Valores críticos de q obtidos, na comparação dos niveis de Cr do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 2,7 5,5*
Raiz Controle 5,5* 2,7
Folha Controle 2,7 5,5* * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cromo no ponto Oeste/115, Sul/22 e Sul/554
com respeito ao ponto-controle, foi encontrada diferença estatisticamente significante
para solo, raiz e folha (p=0,002).
A partir da análise estatística, evidenciou-se que, mesmo abaixo dos valores
de intervenção para o solo, existe diferença significativa no nível dos metais
presentes em solo, raiz e folha, em vários pontos de coleta, ao serem comparados
com o ponto-controle, o que pode ser indicativo de que o tipo de disposição e/ou
tratamento dos resíduos sólidos municipais pode estar propiciando a alteração da
composição característica de Cr no solo e na vegetação naquela área, embora não em
níveis que ultrapassem os limites recomendados. O sentido Norte foi o que
apresentou maior freqüência de diferenças estatisticamente significantes para as três
matrizes avaliadas (Fig. 17).
Resultados e Discussão 67
Fig. 17 – Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cr, segundo os pontos de coleta. (S: solo; R: raiz; F: folha)
Ao se comparar os valores obtidos com os valores de referência para o estado
de São Paulo (CETESB, 2001), observa-se que, na maioria dos pontos de coleta, os
níveis detectados de Cr no solo apresentaram-se inferiores aos níveis considerados
de intervenção para solo de uso agrícola, que é de 300 mg/kg para esse tipo de solo
(Anexo I).
Para diversos países da Europa têm sido estabelecidos valores entre 0 e 100
mg/kg para solos não contaminados (HMSO, 1991 apud Hamilton, 2000). Há,
também na literatura, relatos de que na maioria dos solos o Cr ocorre em baixas
concentrações, entre 2 e 60 mg/kg (WHO, 1988). As concentrações de Cr no local
estão contempladas nessas faixas, razão pela qual pode ser considerado que o Cr não
representa um metal poluente no solo na área do Aterro Sanitário e Incinerador de
Ribeirão Preto.
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 SF 100 SRF 50 SRF
0 SRF
R 0
SRF 22
SRF 554
0 50 100 200 SRF S R
SRF S S SF 200 100 50 0
Cromo
A.S.
Resultados e Discussão 68
Espécies vegetais terrestres contém uma média de 2,7 mg/kg de Cr nos
tecidos; porém, têm sido relatados níveis de Cr que vão de 0,1 a 45,2 mg/kg (Moore,
1990 apud CETESB, 2001). As concentrações de Cr detectadas nas amostras
coletadas apresentaram um valor médio de 2,348 mg/kg para raízes e de 0,867 mg/kg
para folha, destacando-se os níveis dos pontos Norte/0, Norte/50 e Norte/100, que
variaram de 5,066 a 8,009 mg/kg (Tab. 8).
Resultados e Discussão 69
Níveis de chumbo
Os níveis de chumbo presentes nas matrizes de solo, raiz e folha são
apresentados na Tab. 13.
Tab. 13 - Nível de chumbo nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição espacial, expressado em mg/Kg para cada matriz.
¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude semi-quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não foram encontradas espécies vegetais
Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Na comparação entre os níveis de chumbo para o ponto-controle e ponto-
central, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para solo, raiz e
folha (p=0,002).
Matriz
Ponto de coleta SOLO
Mediana; ASQ¶
RAIZ
Mediana; ASQ¶
FOLHA
Mediana; ASQ¶
Controle 2,452; 0,043 2,009; 0,135 1,842; 0,062
Central 24,658; 0,099 9,631; 0,685 4,227; 0,074
Leste/0 22,847; 0,077 14,666; 0,432 9,617; 0,140
Leste/50 22,505; 0,131 17,264; 0,891 9,704; 0,434
Leste/100 22,800; 0,388 11,681; 0,380 9,160; 0,130
Leste/200 23,269; 0,282 8,421; 0,433 7,009; 0,271
Norte/0 29,832; 0,469 20,609; 0,249 13,620; 0,369
Norte/50 33,954; 0,307 19,864; 0,318 29,688; 0,122
Norte/100 28,055; 0,347 14,574; 0,316 5,250; 0,374
Norte/200 22,838; 0,130 10,293; 0,858 6,086; 0,419
Oeste/0 22,237; 0,257 19,419; 0,360 7,206; 0,120
Oeste/50 21,091; 0,392 26,526; 0.950 12,452; 0,161
Oeste/100 22,672; 0,162 N.E. ¶¶ N.E. ¶¶
Oeste/115 22,399; 0,487 16,754; 0,652 6,075; 0,291
Sul/0 22,570; 0,399 12,146; 0,514 7,576; 0,137
Sul/22 22,614; 0,584 13,590; 0,701 4,943; 0,160
Sul/554 23,310; 0,605 15,667; 0,504 6,209; 0,375
Resultados e Discussão 70
Na comparação dos níveis de chumbo para os pontos Leste/0, Norte/0,
Oeste/0, Sul/0 com o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significativas para solo, raiz e folha (p˜ 0). Mediante o teste de Comparações
Múltiplas, observa-se que as concentrações de chumbo apresentaram diferença
significativa (q>3,858) nas três matrizes avaliadas no ponto Norte/0, ao serem
comparadas com os valores obtidos para o ponto-controle. Houve diferença
significante nos pontos Leste/0 para solo e no ponto Oeste/0 para raiz.
Tab. 14 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Pb do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 4,8* 6,7* 2,2 3,0
Raiz Controle 3,3 6,7* 5,0* 1,7
Folha Controle 5,0* 6,7* 1,8 3,2 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de chumbo nos pontos Leste/ 50, Norte/50,
Oeste/50 e o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raízes, folhas (p˜ 0). A uma distância de 50 metros do limite
do Aterro Sanitário, percebe-se que os pontos localizados no sentido Norte
apresentaram diferença significativa (q>3,633) para as três matrizes, ao serem
comparados com os valores obtidos para o ponto-controle. No sentido Leste, não foi
detectada diferença significante nas matrizes avaliadas e no sentido Oeste, essa
diferença apresentou-se nas matrizes raiz e folha (Tab.15).
Tab. 15 - Valores críticos de q obtidos, na comparação dos níveis de Pb do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 3,2 6,2* 2,1
Resultados e Discussão 71
Raiz Controle 2,1 4,2* 6,2*
Folha Controle 2,1 6,2* 4,2* * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de chumbo nos pontos Leste/100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo (p˜ 0,00) e para raízes e folhas (p=0,001). Mediante o teste
de Comparações Múltiplas foi detectada diferença significante (q>3,633), no ponto
Leste/100 para as matrizes solo e folha, no ponto Norte/100 para as matrizes solo e
raiz, no ponto Oeste/100 unicamente a matriz solo apresentou diferença significante
(Tab. 16).
Tab.16- Valores críticos de q obtidos, na comparação dos valores de Pb do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 4,2* 6,2* 3,7*
Raiz Controle 2,7 5,5* N.E.
Folha Controle 5,5* 2,7 N.E. * Diferença estatisticamente significante N.E.: Não encontrada espécie vegetal
Na comparação dos níveis de chumbo nos pontos Leste/200, Norte/200, com
respeito ao ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p=0,001). Mediante o Teste de Comparações
Múltiplas, verificou-se diferença estatisticamente significante (q>3,314) no ponto
denominado Leste/200 para as matrizes solo e folha, no ponto Norte/200 evidencio-
se essa diferença significante para as matrizes raiz e folha (Tab. 17).
Tab. 17 - Valores críticos de q obtidos, na comparação dos níveis de Pb do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Resultados e Discussão 72
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 5,3* 3,9*
Raiz Controle 2,4 5,3*
Folha Controle 5,5* 2,7 * Diferença estatisticamente significante Na comparação entre os níveis de chumbo no ponto Oeste/115 com respeito
ao ponto-controle, utilizando-se o Teste Mann-Whitney, foi encontrada diferença
estatisticamente significante para raiz e folha (p<0,005). Nos pontos Sul/22 e Sul/554
os valores de chumbo foram significativamente maiores nas três matrizes avaliadas.
A partir da análise estatística ficou evidenciado que, mesmo abaixo dos
valores legais e dos níveis relatados na literatura para solo e vegetais, existe
diferença estatisticamente significante em quase todos os pontos demarcados, ao
serem comparados com o ponto-controle (Fig. 18).
Fig. 18 – Distribuição das matrizes que apresentaram
diferença estatisticamente significante para Pb nos
pontos de coleta. (S: solo; R: raiz; F: folha).
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 R 100 SR 50 SRF
0 SRF
F 0
SRF 22
SRF 554
0 50 100 200 SF S SF SF
RF S RF R 200 100 50 0
Chumbo
A.S.
Resultados e Discussão 73
Ao se comparar os valores obtidos com os valores de referência para o estado
de São Paulo (CETESB, 2001), observa-se que, na maioria dos pontos, os níveis
detectados de Pb apresentaram-se inferiores aos níveis considerados de intervenção
para uso agrícola, residencial, e industrial, definidos, respectivamente, como 200
mg/kg, 350 mg/kg e 1200 mg/kg.
Para este metal, também cabe salientar que o valor correspondente a solos
não contaminados, estabelecido na Europa é de 0 a 200 mg/kg (HMSO, 1991 apud
Hamilton, 2000). Solos coletados entre 100 e 200 m de distância de um Incinerador
de Resíduos Municipais na Espanha apresentaram níveis superiores a 37,36 mg/kg
(Schuhmacher et al., 1997). Os valores obtidos no presente estudo indicam que o Pb
não representa um fator de risco de contaminação do solo no local estudado.
De modo geral, os níveis de Pb considerados normais para plantas estão
compreendidos entre 1 e 12 mg/kg (Fleming & Parle, 1977; Türkan et al., 1995);
levando-se em consideração esses valores, verifica-se que 13 das 16 amostras de raiz
coletadas apresentaram níveis de Pb superiores, enquanto unicamente 3 dentre 15
amostras de folha superaram o valor de 12 mg/kg.
A partir desses resultados pode-se supor que a captação do Pb pela maioria
dos vegetais no local de estudo acontece, primordialmente, pela via radicular,
excetuando o exemplar que deu origem à amostra vegetal coletada no ponto
Norte/50, que apresentou uma concentração de Pb na folha de 29,688 mg/kg e na
raiz de 19,864 mg/kg (Tab. 13), o que pode refletir também absorção de Pb através
das folhas, por deposição aérea do referido metal (Steinbörn & Breen, 1999).
Resultados e Discussão 74
Níveis de Manganês
Os níveis de manganês detectados nas matrizes de solo, raiz e folha estão
apresentados na Tab. 18, a seguir:
Tab. 18 - Nível de manganês nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição
espacial, expressado em mg/kg para cada matriz.
Parâmetro Ponto de Coleta
SOLO Mediana; ASQ¶
RAIZ Mediana ; ASQ¶
FOLHA Mediana ; ASQ¶
Controle 432,222; 0719 15,345; 0,085 2,774; 0,047
Central 728,956; 1,557 528,490; 0,645 238,344; 0,911
Leste/0 1037,076; 0,303 289,946; 0,217 12,733; 0,186
Leste/50 888,091; 1,041 125,155; 0,341 69,442; 0,185
Leste/100 1021,890; 0,716 131,892; 0,231 29,237; 0,070
Leste/200 714,921; 0,401 102,912; 0,195 21,057; 0,086
Norte/0 1687,266; 9,809 701,624; 0,365 329,438; 0,210
Norte/50 2032,152; 2,650 951,925; 0,160 385,341; 0,522
Norte/100 675,815; 5,664 453,674; 0,576 32,084; 0,426
Norte/200 783,002; 1,158 198,723; 0,394 38,753; 0,201
Oeste/0 921,914; 0,817 400,522; 0,853 49,736; 0,295
Oeste/50 1427,405; 0,533 101,970; 0,324 48,386; 0,182
Oeste/100 1100,631; 2,513 N.E. ¶¶ N.E. ¶¶
Oeste/115 1187,189; 1,203 196,993; 0,311 47,252; 0,354
Sul/0 934,312; 0,796 362,835; 0,392 67,585; 0,069
Sul/22 834,146; 0,502 354,998; 0,276 20,332; 0,458
Sul/554 708,285; 3,221 93,016; 0,163 4,386; 0,185 ¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude Semi-quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não foram encontradas especies vegetais Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Na comparação entre os níveis de manganês para o ponto-controle e ponto-
central, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para solo, raiz e
folha (p=0,002).
Resultados e Discussão 75
Na comparação dos níveis de manganês para os pontos Leste/0, Norte/0,
Oeste/0, Sul/0 e o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p˜ 0). Ao realizar o Teste de Comparações
Múltiplas, identificamos que existe diferença significativa (q > 3,858) nos pontos
Leste e Norte para solo, e no ponto Norte e Sul para as matrizes raiz e folha (Tab.
19).
Tab. 19 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Mn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 5,0* 6,7* 1,7 3,3
Raiz Controle 1,7 6,7* 3,3 5,0*
Folha Controle 1,7 6,7* 3,3 5,0* * Diferença estatisticamente significante
Na comparação entre os níveis de manganês nos pontos Leste/50, Norte/50,
Oeste/50 e o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p˜ 0). Os valores críticos de q obtidos no Teste
de Comparações Múltiplas dos valores de solo, raiz e folha nos pontos Leste/50,
Norte/50, Oeste/50 e o controle, destacam as diferenças significativas (q > 3,633),
nos pontos Norte/50 para as três matrizes, no ponto Leste/50 para raiz e folha e no
ponto Oeste/50 apenas para solo (Tab. 20).
Tab. 20 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Mn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 2,1 6,2* 4,2*
Raiz Controle 4,2* 6,2* 2,1
Folha Controle 4,2* 6,2* 2,1 * Diferença estatisticamente significante
Resultados e Discussão 76
Na comparação dos níveis de manganês nos pontos Leste/100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo (p˜ 0,00) e para raízes e folhas (p=0,001).
Na Tab. 21, são apresentados os valores críticos de q obtidos, destacando-se
diferenças significativas (q > 3,633), nos pontos Norte/100 para as matrizes raiz e
folha, nos pontos Leste/100 e Oeste/100 para solo.
Tab. 21 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Mn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 6,2* 2,1 4,2*
Raiz Controle 2,7 5,5* N.E.
Folha Controle 2,7 5,5* N.E. * Diferença estatisticamente significante **N.E.: Não encontrada espécie vegetal
Na comparação dos níveis de manganês nos pontos Leste 200 e Norte/200
com respeito ao ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p=0,001). Ao realizar o Teste de Comparações
Múltiplas, o ponto Norte caracterizou-se por apresentar diferença significante (q >
3,314) com respeito ao ponto-controle para as matrizes raiz e folha (Tab. 22).
Tab. 22 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Mn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 2,7 3,3
Raiz Controle 2,7 5,5*
Folha Controle 2,7 5,5* * Diferença estatisticamente significante
Resultados e Discussão 77
Na comparação dos níveis de manganês nos pontos Oeste/115 e Sul/22, com
respeito ao ponto controle foi encontrada diferença estatisticamente significante para
solo, raíz e folha (p < 0,05). No ponto Sul/554 foi encontrada diferença significante
para as matrizes raiz e folha unicamente.
Após aplicação dos testes estatísticos, evidenciou-se que os sentidos Norte e
Sul foram os que apresentaram maior número de pontos com diferenças
estatisticamente significativas (Fig. 19).
Fig. 19 – Distribuição das matrizes que apresentaram
diferença estatisticamente significante para Mn, nos pontos
de coleta. (S: solo; R: raiz; F:folha).
Quanto aos níveis de Mn obtidos no presente estudo, o documento “Relatório
de Estabelecimento de Valores Orientadores para solos do Estado de São Paulo” não
apresenta níveis de alerta ou intervenção para Mn em solo, assim como em alguns
países da Europa e América do Norte (CETESB, 2001).
No entanto, o Mn é um metal que naturalmente apresenta alta concentração e
variabilidade, o que pode mascarar contribuições antropogênicas (Morselli et al.,
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 RF 100 RF 50 SRF
0 SRF
RF 0
SRF 22
RF 554
0 50 100 200 S RF S
SRF S S 200 100 50 0
Manganês
A.S.
Resultados e Discussão 78
2000). Segundo a OMS (WHO, 1981), ocorrendo na crosta terrestre em uma
concentração média de 950 mg/kg.
Níveis de Mn até 1085 mg/kg foram relatados para solos nos arredores de um
incinerador de resíduos municipais na Itália (Morselli et al., 2002). Os presentes
resultados são, também, superiores aos obtidos por Schuhmacher et al. (1997) e
Llobet et al. (2002), que relataram concetrações de 307,6 e 234,2 mg/kg de Mn,
respectivamente, como as máximas concentrações detectadas em solo coletado em
áreas circunvizinhas a um incinerador de resíduos sólidos municipais na Catalunia,
Espanha.
Ao analisar as concentrações de Mn nos vegetais coletados na área do Aterro
Sanitário, observa-se que os níveis em raiz variaram entre 93,016 e 951,925 mg/kg e,
em folhas, as concentrações foram de 4,386 a 385,341 mg/kg (Tab. 18). Igualmente
como ocorreu com o solo, o ponto Norte/50 apresentou os maiores valores
detectados para raiz e folha.
Níveis de Zinco
São apresentados os níveis de zinco detectados para as diferentes matrizes
ambientais, segundo sua distribuição espacial na área do Aterro Sanitário na Tab. 23.
Resultados e Discussão 79
Tab. 23 - Nível de zinco nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição
espacial, expressado em mg/kg para cada matriz.
Parâmetro
Ponto de Coleta
SOLO
Mediana; ASQ¶
RAIZ
Mediana; ASQ¶
FOLHA
Mediana; ASQ¶
Controle 79,654; 0,475 17,857; 0,804 4,338; 0,079
Central 104,562; 0,296 18,446; 0,543 10,960; 0,340
Leste/0 102,098; 0,279 40,847; 0,389 15,345; 0,169
Leste/50 93,78; 1,275 20,212; 0,459 11,336; 0,285
Leste/100 101,523; 0,272 19,362; 0,184 16,055; 0,256
Leste/200 160,303; 0,583 19,673; 0,093 21,969; 0,281
Norte/0 181,753; 0,464 172,175; 0,431 108,222; 0,469
Norte/50 278,341; 0,252 143,248; 0,261 89,685; 0,314
Norte/100 191,900; 0,213 34,038; 0,276 11,515; 0,137
Norte/200 103,966; 0,423 18,990; 0,115 21,145; 0,312
Oeste/0 82,246; 0,278 20,938; 0,364 27,915; 0,115
Oeste/50 108,900; 0,290 57,905; 0,178 19,787; 0,295
Oeste/100 103,073; 0,366 N.E. ¶¶ N.E. ¶¶
Oeste/115 113,287; 0,371 31,950; 0,407 16,899; 0,158
Sul/0 127,043; 0,486 46,687; 0,193 10,027; 0,123
Sul/22 138,940; 0,415 46,922; 0,019 16,263; 0,130
Sul/554 79,462; 0,462 16,811; 0,424 12,002; 0,071
¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude semi-quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não foram encontradas espécies vegetais Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Na comparação entre os níveis de zinco para o ponto-controle e ponto-central,
foi encontrada diferença estatisticamente significativa para a matriz folha (p=0,002);
porém a diferença nos valores obtidos para solo e raiz não foram significantes.
Resultados e Discussão 80
Na comparação dos níveis de zinco para os pontos Leste/0, Norte/0, Oeste/0,
Sul/0 e o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes
para solo, raiz e folha (p˜ 0).
Ao realizar o Teste de Comparações Múltiplas, destacaram-se as diferenças
significantes (q > 3,858) com respeito ao ponto controle nos pontos Norte/0 para as
três matrizes e Sul/0 para solo e raiz (Tab. 24).
Tab. 24 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Zn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 3,3 6,7* 1,7 5,0*
Raiz Controle 3,3 6,7* 1,7 5,0*
Folha Controle 3,3 6,7* 5,0* 1,7 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de zinco nos pontos Leste/ 50, Norte/50, Oeste/50
e o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para
solo, raiz e folha (p˜ 0). Nos valores críticos de q obtidos destacaram-se as diferenças
estatisticamente significantes (q > 3,633) nos pontos Norte/50 e Oeste/50 para as três
matrizes quando comparados com o ponto controle (Tab. 25).
Tab. 25 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Zn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 2,1 6,2* 4,2*
Raiz Controle 2,1 6,2* 4,2*
Folha Controle 2,1 6,2* 4,2* * Diferença estatisticamente significante
Resultados e Discussão 81
Na comparação dos níveis de zinco nos pontos Leste/100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo (p˜ 0,00) e para raízes e folhas (p=0,001). A Tab. 26,
apresenta os valores críticos de q obtidos, evidenciando as diferenças
estatisticamente significantes (q > 3,633 para solo e q > 3,314 para as matrizes
vegetais) nos pontos Norte/100 para as matrizes solo e raiz e no Leste/100 para a
matriz folha.
Tab. 26 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Zn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 2,1 6,2* 3,3
Raiz Controle 2,7 5,5* N.E.
Folha Controle 5,5* 2,7 N.E. * Diferença estatisticamente significante **N.O.: Não encontrada espécie vegetal
Na comparação dos níveis de zinco nos pontos Leste 200, Norte/200 com
respeito ao ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo, raiz e folha (p=0,001). Através do Teste de Comparações
Múltiplas destacou-se que a esta distância do limite do Aterro Sanitário o ponto
Leste/200 caracterizou-se por apresentar maiores concentrações de zinco no solo,
raiz e folha, apresentando valores críticos de q superiores a 3,314 (Tab. 27).
Tab. 27 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Zn do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 5,5* 2,7
Raiz Controle 5,5* 2,7
Folha Controle 5,5* 2,7
Resultados e Discussão 82
* Diferença estatisticamente significante Na comparação dos níveis de zinco nos pontos Oeste/115, Sul/22 e Sul/554
com respeito ao ponto-controle foi encontrada diferença estatisticamente significante
para solo, raiz e folha (p<0,005), exceto a amostra de solo Sul/554, que não
apresentou diferença significativa com respeito ao ponto-controle.
A partir da análise estatística evidenciou-se que, mesmo abaixo dos valores
de intervenção, existe diferença significativa em vários pontos de coleta na área do
aterro, ao serem comparados com o ponto-controle. O sentido Leste foi o que
apresentou menor freqüência na significância das diferenças estatísticas para as três
matrizes avaliadas (Fig. 20); porém, destacam-se os valores estatisticamente
significantes detectados no ponto Leste/200, para as três matrizes, embora não tenha
sido detectado o mesmo metal em nenhum dos pontos de coleta anteriores na mesma
direção (Leste/0, Leste/50 e Leste/100).
Fig. 20 – Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Zn, nos pontos de coleta. (S: solo; R: raiz; F:folha)
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 100 SR 50 SRF
0 SRF
SR 0
SRF 22
RF 554
0 50 100 200 F SRF
SRF SRF F 200 100 50 0
Zinco
A.S.
Resultados e Discussão 83
No ano anterior à coleta de amostras, o incinerador passou por um período de
desativação, ocasião em que os resíduos provenientes de serviços de saúde foram
depositados em vala séptica situada nas imediações do ponto Leste/200. A deposição
de materiais contendo zinco, pode justificar este achado. A utilização de valas
sépticas é uma medida emergencial geralmente indicada quando o incinerador
apresentar problemas estruturais que impossibilitam o seu funcionamento ou por
qualquer outro impedimento de tratamento dos resíduos.
O zinco ocorre na crosta terrestre com uma concentração de 10 a 300 mg/kg,
valores estes determinados segundo a geologia do local e pelas atividades
antropogênicas (WHO, 2001). Os níveis de Zn detectados no local, podem ser
comparados às concentrações reportadas na literatura para áreas não contaminadas
(Steinborn & Breen, 1999).
Ao serem comparados com os valores de intervenção para o estado de São
Paulo, verificou-se que, na época da coleta, os níveis de Zn encontrados no solo
apresentavam-se inferiores aos valores máximos de intervenção recomendados que
são: 500 mg/kg para solo de uso agrícola, 1000 mg/kg para solo de uso residencial e
1500 mg/kg para solo de uso industrial (Anexo I).
Da avaliação dos resultados de Zn detectados em amostras vegetais,
destacam-se os valores encontrados nos pontos Norte/0 e Norte/50, que apresentaram
as maiores concentrações, tanto para raízes (143,248 e 172,175 mg/kg) como para
folhas (108,222 e 89,685 mg/kg). Considerando que valores entre 25 e 200 mg/kg
são considerados normais em vegetais (Fleming & Parle, 1977; Türkan et al., 1995),
os resultados obtidos indicam que este metal encontra-se dentro dos limites normais
Resultados e Discussão 84
na vegetação localizada nas imediações do Aterro Sanitário e Incinerador, embora,
de certa forma, próximos aos valores superiores relatados.
Níveis de Cobre
São apresentados os níveis de cobre detectados para as diferentes matrizes
ambientais, segundo sua distribuição espacial na área do Aterro Sanitário (Tab. 28).
Tab. 28 - Nível de cobre nas amostras de solo, raiz e folha segundo a sua distribuição
espacial, expressado em mg/kg para cada matriz.
Parâmetro
Ponto de Coleta
SOLO
Mediana; ASQ¶
RAIZ
Mediana; ASQ¶
FOLHA
Mediana; ASQ¶
Controle 57,200; 0,014 3,748; 0,185 < 0,0075
Central 161,495; 0,242 7,177; 0,057 6,225; 0,463
Leste/0 162,974; 0,197 20,261; 0,129 3,595; 0,122
Leste/50 132,761; 0,346 15,754; 0,247 2,145; 0,229
Leste/100 142,091; 0,198 25,575; 0,661 4,687; 0,362
Leste/200 148,643; 0,171 19,247; 0,340 6,286; 0,494
Norte/0 268,143; 0,596 54,163; 0,282 17,931; 0,166
Norte/50 299,017; 0,423 36,493; 0,473 16,722; 0,206
Norte/100 257,398; 0,105 47,129; 0,661 5,652; 0,254
Norte/200 113,502; 0,702 4,539; 0,254 4,525; 0,265
Oeste/0 180,219; 0,601 20,420; 0,469 17,545; 0,129
Oeste/50 153,180; 0,127 15,487; 0,186 7,523; 0,024
Oeste/100 153,922; 0,246 N.E. ¶¶ N.E. ¶¶
Oeste/115 162,422; 0,330 18,731; 0,640 5,202; 0,006
Sul/0 187,057; 0,592 52,368; 0,737 2,047; 0,020
Sul/22 159,799; 0,516 50,993; 0,546 4,268; 0,015
Sul/554 151,830; 0,589 22,393; 0,621 3,549; 0,127
¶ Mediana, calculada a partir de n=6; Amplitude semi-quartílica (ASQ) ¶¶ N.E.: não foram encontradas especies vegetais
Fonte: Banco de dados (Anexo H).
Resultados e Discussão 85
Para a matriz folha não foi possível aplicar o teste estatístico, pelo fato de
apresentar valores abaixo do limite de detecção para o ponto-controle.
Na comparação entre os níveis de cobre para o ponto-controle e ponto-
central, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes para solo
(p=0,002); porém, a diferença nos valores obtidos para raiz não foi significante.
Na comparação dos níveis de cobre para os pontos Leste/0, Norte/0, Oeste/0,
Sul/0 com o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo e raiz (p˜ 0). Através do Teste de Comparações Múltiplas,
foram identificadas diferenças estatisticamente significantes (q > 3,858) nos quatro
pontos para solo e nos pontos Norte/0 e Sul/0 para raiz (Tab.29).
Tab. 29 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cu do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 0 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/0 Norte/0 Oeste/0 Sul/0
Solo Controle 3,9* 6,7* 4,2* 5,0*
Raiz Controle 2,3 6,4* 2,7 3,9* * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cobre nos pontos Leste/ 50, Norte/50, Oeste/50
com o ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente significantes
para solo, raiz e folha (p˜ 0).
Os valores críticos de q obtidos na comparação dos pontos Leste/50,
Norte/50 e Oeste/50 com respeito ao ponto-controle são apresentados na Tab. 30,
sendo identificadas diferenças significantes (q > 3,633) no ponto Norte/50 para solo e
raiz e Oeste/50 para solo.
Resultados e Discussão 86
Tab. 30 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cu do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 50 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/50 Norte/50 Oeste/50
Solo Controle 2,1 6,2* 4,2*
Raiz Controle 3,6 4,9* 2,6 * Diferença estatisticamente significante
Na comparação dos níveis de cobre nos pontos Leste/100, Norte/100,
Oeste/100 com o ponto-controle foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo (p˜ 0,00) e para raízes (p=0,001). A Tab. 31, apresenta os
valores críticos de q obtidos, destacando-se a diferença significativa no ponto
Norte/100 para solo e raiz e no ponto Oeste/100 para solo.
Tab. 31 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cu do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 100 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/100 Norte/100 Oeste/100
Solo Controle 2,1 6,2* 4,2*
Raiz Controle 2,7 4,1* N.E. * Diferença estatisticamente significante **N.E.: Não encontrada espécie vegetal
Na comparação dos níveis de cobre nos pontos Leste/200, Norte/200, com
respeito ao ponto-controle, foram encontradas diferenças estatisticamente
significantes para solo e raiz (p=0,001). Os valores críticos de q evidenciam
diferenças estatisticamente significantes (q > 3,314) no ponto Leste/200 para solo e
raiz (Tab. 32).
Tab. 32 - Valores críticos de q obtidos na comparação dos níveis de Cu do grupo controle com os níveis das amostras coletadas no limite 200 do Aterro Sanitário.
Matriz Amostra Leste/200 Norte/200
Solo Controle 5,5* 2,7
Raiz Controle 5,5* 2,7
Resultados e Discussão 87
* Diferença estatisticamente significante Na comparação dos níveis de cobre nos pontos Oeste/115, Sul/22 e Sul 554
com respeito ao ponto-controle, foi encontrada diferença estatisticamente significante
para solo e raiz (p<0,005).
A partir da análise estatística, percebe-se que a diferença foi significativa
para solo e/ou raiz, na maioria dos pontos analisados (Fig. 21).
Fig. 21 – Distribuição das matrizes que apresentaram diferença estatisticamente significante para Cu, nos pontos de coleta. (S: solo; R: raiz; F:folha)
Destacam-se os valores estatisticamente significantes detectados no ponto
Leste/200, para as matrizes solo e raiz, embora não tenha sido detectado o mesmo
metal em nenhum dos pontos de coleta anteriores nessa direção (Leste/0, Leste/50 e
Leste/100), lembrando tratar-se de um ponto recentemente utilizado para disposição
emergencial de resíduos provenientes de serviços de saúde em valas sépticas.
Sabe-se que o cobre ocorre na crosta terrestre em uma concentração média de
50 mg/kg (WHO, 1998). Ao serem comparados os resultados com os valores de
intervenção para o estado de São Paulo, definidos entre os limites de 100 mg/kg para
Norte
Leste
Sul
Oeste
200 100 SR 50 SR
0 SR
SR 0
SR 22
SR 554
0 50 100 200 S SR
SR S S S 200 100 50 0
Cobre
A.S.
Resultados e Discussão 88
solo de uso agrícola, 500 mg/kg para solo de uso residencial e 700 mg/kg para solo
de uso industrial (Anexo H), verifica-se que o Cu apresentou-se, em todos os pontos,
acima de 100 mg/kg, o que representa risco pelo fato de que a área circunvizinha ao
aterro sanitário está sendo utilizada com fins agrícolas permanentemente.
Em vegetais, consideram-se como normais concentrações de Cu entre 5 e 20
mg/kg (Fleming & Parle, 1977; Türkan et al., 1995); para este metal algumas
amostras de raiz apresentaram níveis acima de 40 mg/kg, o que pode indicar que o
transporte do metal está sendo veiculado até a raiz pelo solo. As concentrações mais
elevadas foram detectadas no sentido Norte e Sul. Para as folhas, os valores mais
altos corresponderam aos pontos Norte/0, Norte/50 e Oeste/0 (Tab. 28).
Destacam-se os valores estatisticamente significantes detectados no ponto
Leste/200, para as matrizes solo e raiz, embora não tenha sido detectado o mesmo
metal em nenhum dos pontos de coleta anteriores nessa direção (Leste/0, Leste/50 e
Leste/100), lembrando tratar-se de um ponto recentemente utilizado para disposição
emergencial de resíduos provenientes de serviços de saúde em valas sépticas.
Níveis de Mercúrio
Dentre os metais avaliados, o mercúrio apresentou-se como o metal menos
detectado nas matrizes analisadas, estando abaixo dos limites de detecção dos
métodos utilizados para as matrizes solo, raiz e folha (ANEXO H). Considera-se este
achado como de grande importância, tendo em vista a toxicidade desse elemento,
associado à sua capacidade de acumulação e o alto índice de bioacumulação (Garcia
& Dorronsoro, 2002). Os resultados para este metal evidenciam, portanto, que o solo
Resultados e Discussão 89
da área do entorno do Aterro Sanitário e Incinerador pode ser considerado como solo
não-contaminado por Hg (HMSO, 1991 apud Hamilton, 2000).
De um modo geral, avaliando-se a Fig. 22, na qual foram agrupados os
resultados da análise estatística, pode-se observar que a maioria das amostras de solo
e vegetais coletadas na área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de
Ribeirão Preto-SP apresentaram níveis significativamente superiores às amostras
coletadas na mata Santa Teresa, no período referente ao estudo, mesmo apresentando
valores abaixo dos limites máximos recomendados para Cr, Pb e Zn. Considerando-
se que os dois locais apresentam tipos de solo com características semelhantes
(Alvarenga, 1986; Aita, 1996), os resultados poderiam estar apontando mudanças na
composição natural dos metais no solo da área do Atero Sanitário e Incinerador de
Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto
Cd SF SRF SRF SRF
Cr SR SRF SRF SRF
Pb R SR SRF SRF
Zn SR SRF SRF
Mn RF RF SRF SRF
Cu SR SR SR
SR SR SR SR Cd
SRF S R Cr
SF S S LF SF Pb S SF S Mn
F SRF Zn S SR Cu
200 100 50 0
0 22 554
F R SRF
Cd
R SRF SRF
Cr
SRF SRF
Pb
RF SRF RF
Mn
SR SRL SR
Zn
SR
SR
SR
Cu
0 50 100 200
Cd SR F SF
115 100 50 0
Cr SRF S SF
Pb RF S RF R
Mn SRF S S
Zn SRF SRF F
Cu S R S S
NORTE
OESTE
SUL
LESTE
Resultados e Discussão 90
Fig. 22 – Distribuição das matrizes que apresentaram
diferença estatisticamente significante para os metais
avaliados segundo a localização dos pontos de coleta. (S:
solo; R: raiz; F: folha)
3.2 Possíveis fatores determinantes da distribuição espacial dos metais
Um fator que pode estar determinando maiores concentrações dos metais
analisados no sentido Norte do Aterro Sanitário refere-se à declividade do terreno.
No EIA-RIMA, encontra-se descrito que o Aterro Sanitário e Incinerador localizam-
se numa área com declividades inferiores a 15% e amplitudes de desnível locais de
100 a 300 m. A partir dos Perfis Topográficos da região (Fig. 23 e 24), pode ser
observado que o Aterro Sanitário está localizado no terço inferior da encosta (perfis
A-B e C-D), e que o sentido da declividade é predominantemente do Sul para o
Norte (Alvarenga et al., 1986).
Segundo Garcia & Dorronsoro (2002), aproximadamente 10 % dos resídios
sólidos são constituídos por metal. Os resíduos municipais no estado de São Paulo
caracterizam-se por conter, aproximadamente, 60% de matéria orgânica, 10% de
produtos de celulose, 20% de materiais plásticos e 10% de materiais do tipo vidro e
metal (PRODAM, 2002). Os produtos metálicos e plásticos presentes nos resíduos
sólidos dispostos no Aterro Sanitário podem ser fonte de metais. A degradação
desses resíduos pode estar gerando líquidos contendo esses contaminantes, que
podem sofrer movimentação horizontal na direção Norte, devido ao gradiente
geográfico da área.
Resultados e Discussão 91
Fig. 23 - Mapa dos perfis topográficos da área do Aterro Sanitário e
Incinerador de Ribeirão Preto delimitados entre os paralelos 21º10’-
21º15’S e 47º50’-47º55’W, obtidos a partir do mapa do IBGE – folha 23-
V-C-I-1 de 1979, escala 1:50000 (Alvarenga et al., 1986).
Resultados e Discussão 92
Fig. 24 – Declividade da área do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos
Sólidos de Ribeirão Preto, a partir dos perfis topográficos da figura anterior
(Alvarenga et al., 1986)
Resultados e Discussão 93
Outro fator que pode estar associado a esses resultados é o fato do Incinerador
estar localizado do lado Norte no Aterro Sanitário, lembrando que, apesar desse
equipamento ser considerado de pequeno porte pelo fato de serem processados
aproximadamente 3300 ton/ano (Morselli et al., 2002), tem funcionado, durante quase
10 anos, com alguns problemas estruturais. Tais problemas têm causado, durante
muito tempo, a emissão de fumaça preta (ANEXO B), indicativa de combustão
incompleta ou de funcionamento deficiente dos filtros, o que pode ter favorecido o
transporte de metais pesados para o meio ambiente, além de outros contaminantes
químicos, dentre os quais podemos citar os furanos, as dioxinas e os hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos (Lisk, 1988; Stern et al, 1989; Ellison, s.d. apud Haight, 1991,
Shima & Beccari, 1996; Hoffman et al., 1997).
As emissões procedentes do incinerador podem ter sido a principal fonte de
metais no local considerando que, aproximadamente 80% dos RSS são compostos por
materiais, tais como: papel, plásticos, vidro e metais procedentes de seringas, capas
de vacutainer, sacos plásticos, envólucros de remédios, garrafas de vidro, luvas e
uma série de materiais cirúrgicos e de uso geral no tratamento de pacientes (Weir,
2002). Metais tóxicos, como Pb, Cd, Mn, Cr e Cu são encontrados nesses materiais e,
conseqüentemente, podem ser vaporizados na fumaça durante o processo de
incineração, atingindo o meio ambiente circundante (Schuhmacher et al., 1997;
Meneses et al., 1999; Garcia & Dorronsoro, 2002; Llobet et al., 2002; Morselli et al.,
2002).
Pode-se considerar a direção dos ventos como um terceiro fator que poderia
ter favorecido a acumulação dos metais no sentido Norte, acarretando nessa direção
os metais potencialmente contidos na fumaça emitida pelo incinerador, posto que os
Resultados e Discussão 94
ventos predominantes naquela região sopram no sentido SE-NO, a uma velocidade
média anual de 1,7 m/s, segundo consta no documento EIA-RIMA elaborado para o
Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Municipais de Ribeirão Preto (Alvarenga
et al., 1986).
3.3 Variabilidade nos níveis de metais em vegetais
As análises dos vegetais mostraram grande variabilidade nos resultados
obtidos para as raizes e folhas nos diferentes pontos de coleta.
Nas Fig 25 e 26, é apresentada a distribuição conjunta dos metais nas
amostras de raiz e folha, em função de suas correspondentes concentrações em solo,
evidenciando que altos níveis de metais no solo não significaram necessariamente
um aumento das concentrações de metais nas amostras vegetais em todos os casos.
Isso nos remete à compreensão de que a capacidade de absorção de metais nos
vegetais difere segundo a espécie, corroborando os achados de Brown et al. (1994) e
Steinbörn & Breen (1999). Porém, quando analisada a distribuição dos metais nos
vegetais, verificou-se, na maioria dos casos, que um aumento do nível de metais nas
raízes estava associado com maiores concentrações nas folhas, vindo ao encontro
com o exposto por Toppi & Gabrielli (1999) e Dixit et al. (2001).
Unicamente verificaram-se quatro casos nos quais o nível de metal na folha
foi mais elevado do que na respectiva raiz, como pode ser observado nos gráficos
correspondentes a Pb e Zn. Diante desse achado, considera-se a possibilidade de
estar ocorrendo uma absorção dos metais não restrita à via radicular e também à
aérea, para as espécies coletadas nesses locais, em concordância com Steinborn &
Breen (1999).
Resultados e Discussão 95
Uma outra questão diz respeito ao pH do solo, reportado para esta área como
ácido (pH=5), segundo Alvarenga et al. (1986), o que pode ser um fator que esteja
contribuindo na absorção de metais através das raízes, considerando que estes
elementos estão mais disponíveis para as plantas em condições ácidas do que
alcalinas (Hesse, 1971).
A caraterística argilosa do solo (Alvarenga et al., 1986), pode fazer com que a
mobilidade dos metais seja baixa, ficando acumulados nos primeiros centímetros do
solo, sendo lixiviados aos horizontes subsuperficiais unicamente em pequenas
quantidades (Garcia & Dorronsoro, 2002). Essa pode ser a razão pela qual, os metais
estão sendo absorvidos pelas raízes dos vegetais existentes na área do Aterro
Sanítario e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto.
Resultados e Discussão 96
Fig. 25 - Correlação dos níveis de Cd, Cr e Pb em amostras de raiz e folha e suas correspondentes amostras de solo ( Fonte: Tab 3, Tab. 8 e Tab.13)
0
3
6
9
0 20 40 60
0
1
2
3
0 10 20 30
Cd
Cr
Solo (mg/kg)
Solo (mg/kg)
Raiz
Folha
Vegetais (mg/kg)
Vegetais (mg/kg)
0
10
20
30
0 12 24 36
Solo (mg/kg)
Vegetais (mg/kg)
Pb
Resultados e Discussão 97
Zn Raiz
Folha
Fig. 26 - Correlação dos níveis de Mn, Zn e Cu em amostras de raiz e folha e suas correspondentes amostras de solo ( Fonte: Tab 18, Tab.23 e Tab.28)
0
400
800
1200
0 800 1600 2400
Solo (mg/kg)
Mn
0
75
150
225
0 100 200 300
Solo (mg/kg)
Zn
0
20
40
60
0 100 200 300
Solo (mg/kg)
Cu
Vegetais (mg/kg)
Vegetais (mg/kg)
Vegetais (mg/kg)
Resultados e Discussão 98
3.4. Metais pesados no liquido percolado
Na Tab. 33 são apresentadas as concentrações de metais detectadas nas
amostras de chorume coletadas no local de estudo (Fig.10, p. 41).
Foram encontrados níveis de Cd que variaram de 0,480 mg/L a 0,946 mg/L,
dos quais as maiores concentrações foram detectadas nos pontos de afloramento
superficial no ponto Norte/0 e Oeste/0 do Aterro, evidenciando uma realidade que
ultrapassa os valores estabelecidos de Cd para lançamento de efluentes líquidos em
cursos d’água, segundo o Decreto 8468/76 que estabelece o limite de 0,2 mg/L como
valor máximo deste metal.
Um outro metal que merece destaque é o Pb, cujos valores variaram entre
0,788 e 0,849 mg/L, exceto para o ponto de afloramento superficial denominado
Oeste/0, que apresentou o valor de 0,285 mg/L. Segundo o Decreto 8468/86 o nível
máximo de Pb que pode estar contido nos efluentes líquidos é de 0,5 mg/L, o que
aponta para a necessidade de se avaliar a possibilidade de estarem sendo depositados
no aterro materiais como baterias, pigmentos e outros produtos que apresentam esse
metal na sua composição.
Ao avaliar as concentrações de Mn, pode-se observar que as concentrações
mais baixas foram detectadas no chorume proveniente dos tanques de captação,
destacando-se o valor detectado no ponto de afloramento superficial Oeste/0 com
6,427 mg/L; de acordo com o Decreto 8468/76, o valor máximo permitido de Mn
para efluentes líquidos é de 1,00 mg/L.
Considerando-se que, atualmente, um dos principais usos do manganês é a
fabricação de ligas metálicas e células secas, esse valor pode representar a presença
Resultados e Discussão 99
desses materiais, geralemente oriundos de processos industriais, dentre os resíduos
que estão sendo encaminhados ao Aterro.
Os valores encontrados de Cu variaram entre 1,8 e 4,0 mg/L. Segundo o
Decreto 8468/76 o nível máximo de Cu que pode estar contido nos efluentes líquidos
é de 0,5 mg/L, o que assinala que o Cu representa um fator de contaminação para o
chorume gerado no local do estudo e um possível fator de risco de contaminação de
corpos d’água naquela área.
O nível de Cr no chorume, por sua vez, não parece representar potencial
risco, pelo fato de ser encontrado em nível abaixo de 0,096 mg/L, valor este inferior
à concentração máxima de Cr permitida para o lançamento de qualquer efluente
líquido em cursos d’água, também considerado pelo Decreto 8468/76 como 5,0
mg/L.
Os valores de Zn encontrados variaram entre 0,614 e 2,307 mg/L. Do
mesmo modo, o Decreto 8468/76 considera como nível máximo permitido de Zn em
efluentes líquidos 5,0 mg/L, o que assinala que este metal não representa um fator de
contaminação para o chorume gerado no local do estudo.
O mercúrio foi detectado nos quatro pontos de afloramento superficial de
chorume, abaixo de 0,006 mg/L. Considerando que, segundo o Decreto 8468/76, o
nível máximo de Hg que pode estar contido nos efluentes líquidos é de 0,01 mg/L, os
níveis detectados nesta investigação não representam um risco para a saúde. Porém,
este metal poderia ser monitorado visando-se à minimização de risco de
contaminação futura de outras fontes de água.
Estes resultados, referentes ao chorume, chamam a atenção quando
comparados aos valores encontrados por Sisinno & Moreira (1996), em estudo
Resultados e Discussão 100
realizado em aterro controlado no Morro do Céu, em Niterói-RJ, no qual foram
reportados níveis de Cd inferiores a 0,005 mg/L, de Cr até 0,19 mg/L, de Mn até
0,35 mg/L, de Pb até 0,19 mg/L, de Zn até 0,68 mg/L e de Cu até 0,36 mg/L, valores
estes inferiores aos obtidos nesta investigação.
A materia orgânica, importante componente dos resíduos sólidos municipais,
e, portanto, também do chorume formado a partir deles, é um fator que pode
favorecer a fixação de metais no liquido percolado. A matéria orgânica reage
formando complexos com os metais, que podem migrar para o solo. A toxicidade
dos metais se potenciabiliza, dado a forte tendência de formar complexos organo-
metálicos, que facilitam sua solubilidade, disponibilidade e dispersão. A estabilidade
destes complexos frente a processos de degradação dos organismos é uma causa
importante na permanência de metais no chorume. O cobre, manganês e zinco são
metais que se caracterizam por apresentar complexos fortemente estáveis (Gracia &
Dorronsoro, 2002).
Resultados e Discussão 101
Resultados e Discussão 102
3.5. Metais pesados em água subterrânea
A distribuição de água potável é um dos fatores mais importantes para
alcançar a diminuição dos índices de mortalidade e morbidade nos países em
desenvolvimento. Tradicionalmente, a qualidade microbiológica da água tem sido o
aspecto que tem gerado maior preocupação em saúde pública, porém o avanço do
conhecimento sobre o perigo da exposição a agentes químicos vem chamando a
atenção da população e das autoridades nos últimos anos (Van-Leeuween, 2000).
Dentre os diferentes contaminantes químicos, o estudo dos metais pesados vem
sendo considerado prioritário nos programas de promoção da saúde, no nível
mundial.
Para nossa região, é particularmente importante o monitoramento de metais
em água subterrânea por representar a principal fonte de abastecimento de água.
Paralelamente, a região situa-se na área do Aqüífero Guarani que é considerado um
dos reservatórios de água natural mais importantes do mundo na atualidade (Alvez,
1995; Viarti, 1999).
Segundo diagnóstico efetuado pela CETESB em 1997, o uso das águas
subterrâneas para o abastecimento público no Estado de São Paulo vem crescendo
gradativamente. Atualmente, 71,6% dos municípios de SP são total ou parcialmente
abastecidos por águas subterrâneas, dado este que reforça a necessidade de proteção
e monitoramento permanente da qualidade dessas águas (CETESB,2001).
Na Tab. 34 são apresentadas as concentrações de metais pesados detectadas
nas amostras de água coletadas nos três poços artesianos existentes à jusante do
Aterro Sanitário de RP, localizados na pendente hidráulica descendente do fluxo das
Resultados e Discussão 103
águas (Fig. 10, p.41). O poço à montante do Aterro Sanitário encontrava-se seco na
data de coleta.
Todos os resultados obtidos para os metais analisados apresentaram-se
inferiores aos valores considerados como nível de intervenção segundo a Portaria
1469/2000 do Ministério da Saúde (Anexo I).
Considera-se importante destacar, que apesar de terem sido detetados alguns
metais em concentrações superiores às recomendadas pelas normas legais para solo e
chorume, esses metais ainda não atingiram, a água subterrânea no local.
Segundo Schalch & Rezende (1991) e Jardim et al. (1995), em outras
condições de disposição de resíduos, como “lixão a céu aberto” ou “aterro
controlado”, a elevada concentração de metais do chorume poderiam causar grandes
impactos nos corpos de água circunvizinhos. Nesses sistemas de disposição não
controlados, ainda muito utilizados em outros municípios do Brasil, os metais
pesados podem ser percolados por meio do chorume, o qual se mistura com a água de
chuva e outros líquidos, originalmente existentes no lixo, infiltrando-se no solo e
subseqüentemente, contaminando a água subterrânea quando alcança o lençol
freático. A contaminação dessas águas tem conseqüências que perduram por tempo
indefinido e são de difícil controle (Magossi & Bonacella, 1991; Serra et al., 1998).
Resultados e Discussão 104
3.6 Importância dos valores de referência
Uma das principais dificuldades para se identificar corretamente áreas com
problemas de contaminação ambiental é a inexistência de valores de referência. Para
as substâncias de interesse ambiental, tais como os metais pesados, os valores de
referência devem ser estabelecidos em função das suas concentrações naturais,
levando em consideração as variações regionais.
Para definir os limiares de toxicidade dos contaminantes químicos, em geral,
como primeiro passo devem ser calculados os valores normais que apresentam as
matrizes não contaminadas (solo, água, vegetação, alimentos). A partir dessa base
podem-se estabelecer os níveis mínimos que representam contaminação e os níveis
de toxicidade definidos, levando em consideração os possíveis efeitos em vegetais,
animais, e principalmente, os potenciais agravos para a saúde humana.
Para o reconhecimento da contaminação são utilizados “níveis de referência”
que conduzem a sistemas de alerta, vigilância e controle. Acima desses níveis
encontram-se os níveis de intervenção que obligam a tomada de medidas corretoras
(Garcia & Dorronso, 2002).
Considerando especificamente os metais pesados, a maioria das normas são
referidas à quantidade total do elemento tóxico, dada a dificuldade de extração de
metais, supondo que, existe um equilíbrio entre as fases solúvel e a concentração
total. Calcula-se que 10% do total encontra-se em fase solúvel (Lindsay, 1979 apud
Garcia & Dorronsoro, 2002). Existe o consenso de que a concentração na fase
assimilável é uma medida direta do grau de perigo real, enquanto que a concentração
total é válida para avaliar o risco potencial ou futuro, representando uma maneira
indireta de estimar a toxicidade atual do solo (Garcia & Dorronsoro, 2002).
Resultados e Discussão 105
Nos países desenvolvidos, nos quais há uma larga experiência de controle e
monitoramento da qualidade do solo e das águas subterrâneas, é de praxe a utilização
de valores orientadores como parâmetros de avaliação de indicadores ambientais. No
Brasil, até 2001, não havia um padrão em relação a parâmetros que determinam
limites na concentração de metais, tampouco substâncias indicativas de
contaminação do solo, havendo somente diferentes orientações técnico-legais a esse
respeito.
Em 2001, no estado de São Paulo, a CETESB finalizou um trabalho de
organização de valores orientadores para avaliação da contaminação de solo, visando
a adoção de ações de prevenção da poluição e o controle de áreas contaminadas
(CETESB, 2001), com base em análises químicas de diferentes tipos de solos no
estado, fato que facilitou muito a compreensão dos achados nesta investigação.
Considerando o exaustivo trabalho que deve ser desenvolvido para o estabelecimento
de valores orientadores para a avaliação da contaminação do solo, consideramos que
o relatório elaborado pela CETESB traz uma valiosa contribuição e avanço nessa
área, pelo fato de conter valores baseados no conceito de limite de exposição para a
saúde humana, sem exceder o Risco Máximo Tolerável (RMT) e adaptados à
realidade nacional.
Com respeito à análise de metais pesados em amostras vegetais, foi
evidenciada uma carência mundial de níveis de referência que possam ser utilizados
como valores orientadores para avaliação de contaminação de metais em amostras
vegetais. Como alternativa, foram considerados os resultados existentes na literatura,
ficando evidenciado que esta temática representa uma área que precisa ser mais
explorada, dada à variabilidade de absorção de metais entre diferentes espécies
Resultados e Discussão 106
vegetais, bem como diferentes condições regionais que podem determinar a absorção
de metais pelas plantas. Os vegetais constituem-se em matrizes ambientais muito
importantes, pelo fato de serem, em muitos casos, integrantes importantes de cadeias
tróficas, possibilitando a passagem de metais pesados até outros seres vivos,
incluindo-se o ser humano.
Considera-se o chorume como um efluente líquido que deve ser previamente
monitorado para o lançamento em corpos d’água. O estado de São Paulo possui
como instrumento de controle deste tipo de rejeito o Decreto 8468/76 que dispõe
sobre a Prevenção e o Controle da poluição do Meio Ambiente. Neste decreto
apresentam-se detalhadamente os padrões de qualidade para o lançamento de
efluentes em corpos d’água. Considerando que o chorume gerado no Aterro Sanitário
apresentou níveis de Cd, Mn, Pb e Cu acima dos valores estipulados nesse Decreto,
não seria recomendável o seu lançamento em sistema público de tratamento de
esgoto, devendo ser buscado, portanto, um outro método de tratamento.
A potabilidade da água é um aspecto de relevante importância para a saúde
pública, no mundo inteiro, pelo qual, existem muitas normas de qualidade da água
que podem ser utilizadas como valores de referência. No Brasil, os critérios de
qualidade da água estão em fase de transição normativa, passando da Portaria 36/90
para a Portaria 1469/2000, a qual entrará em vigência a partir de janeiro de 2003.
Ambas as portarias apresentam semelhança nos criterios adotados; as únicas
diferenças apresentadas nos parâmetros estabelecidos para os metais avaliados no
presente estudo foram o nível máximo de Pb que foi reduzido de 0,05 para 0,01
mg/L, enquanto o nível de Cobre permitido foi aumentado de 1 para 2 mg/L.
Resultados e Discussão 107
Assim, considera-se que os valores orientadores para avaliação da qualidade
do solo e águas subterrâneas, elaborados recentemente pela Companhia de
Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de SP – CETESB, trazem uma
valiosa contribuição e avanço nessa área, pelo cuidado em se obter valores baseados
no conceito de limite de exposição para a saúde humana, dando sustentação a
programas que visen prevenir os problemas associados à exposição ambiental aos
metais ao longo do tempo.
4. CONCLUSÕES
Nesta investigação, através do caminho percorrido, foi possível alcançar os
objetivos traçados inicialmente, sendo caracterizados os níveis de cádmio (Cd),
cromo (Cr), chumbo (Pb), manganês (Mn), zinco (Zn), cobre (Cu) e mercúrio (Hg),
em diversas matrizes anbientais, tais como solo, vegetais, chorume e água, na área
do entorno do Aterro Sanitário e Incinerador de Resíduos Sólidos de Ribeirão Preto.
A informação gerada traz novos conhecimentos sobre a situação ambiental da
área estudada, no que se refere à presença de metais, trazendo subsíduos para ações
político-administrativas municipais, num momento significativo, haja vista o término
da primeira etapa de operação do Aterro Sanitário e o encerramento das atividades
do Incinerador.
Especificamente, pode-se concluir que:
- As concentrações de metais nas amostras de solo e vegetais coletadas nos
quatro sentidos de direção na área do Aterro Sanitário, em termos gerais,
apresentaram-se significativamente superiores às encontradas nas amostras coletadas
na mata Santa Teresa, consideradas amostras-controle. Os dados indicaram uma
tendência de maiores concentrações dos metais analisados no sentido Norte.
- Destacam-se, nesta investigação, os valores detectados para Cd e Cu nas
amostras de solo coletadas, que superaram os níveis de intervenção emitidos pela
Conclusões 110
CETESB (2001), para o Estado de São Paulo. Também cabe mencionar, os níveis de
Mn que apresentaram-se superiores aos valores referidos na literatura científica.
- O chorume foi outra matriz que evidenciou níveis de Cd, Pb, Mn e Cu que
superaram os valores máximos estabelecidos legalmente, merecendo por tanto, uma
avaliação mais acurada com a finalidade de se evitar a contaminação de corpos
d’água no futuro, principalmente visando-se impedir que esses pontos de água se
convertam em fator de risco para a saúde humana.
- Até o presente momento, a água subterrânea da área estudada, de acordo
com o processo metodológico desta investigação, não representa risco para a saúde
humana, no que se refere à presença de metais pois, segundo os achados, não foram
encontrados teores de metais nessa matriz que superassem os níveis de intervenção
definidos para o país, embora alguns deles estivessem próximos dos limites,
indicando a necessidade de dar continuidade ao monitoramento de agentes químicos,
de forma permanente, nesses corpos d’água.
- Considera-se, de vital importância a educação ambiental para o
fortalecimento da participação da comunidade nos programas já existentes de coleta
seletiva, tanto para materiais recicláveis quanto para resíduos tóxicos tais como:
pilhas, baterias e similares, devido ao fato de que o encaminhamento de resíduos
sólidos contendo metais para o Aterro Sanitário, por parte da comunidade, pode ser
um dos fatores que esteja contribuindo para que alguns dos metais pesquisados se
apresentem em concentrações não esperadas no solo.
O presente trabalho gera outros temas para o desenvolvimento de
investigações visando um aprofundamento para a geração de novos conhecimentos
nessa linha de pesquisa, dentre os quais podemos citar:
Conclusões 111
1. Monitoramento de metais pesados considerando uma área de maior
abrangência, baseado nas recomendações da OMS (2001), através do
relatório “Métodos de avaliação de riscos para a saúde derivados da
exposição a substâncias perigosas libeardas por aterros sanitários”,
documento no qual é assinalada a necessidade de se realizar
monitoramentos permanentes numa area de influência de até 2 km de
distância de aterros sanitários. Considera-se que um estudo com essa
abrangência permitiria uma estimativa mais apurada do risco que os
metais pesados representam para a saúde nas comunidades estabelecidas
nessa área, facilitando a compreensão das vias de propagação e
transporte, bem como a caracterização de possíveis grupos vulneráveis.
2. Realização de um estudo experimental, utilizando espécies vegetais
brasileiras fito-remediadoras, na área do Aterro Sanitário e Incinerador
de resíduos sólidos de Ribeirão Preto, que ofereça a posibilidade de obter
uma restauração biológica do solo.
3. Monitoramento de outros contaminantes químicos presentes no solo e
vegetais, dentre os quais destacam-se: dioxinas e furanos, considerados
poluentes altamente tóxicos, que podem causar agravos a saúde em áreas
circunvizinhas a Incineradores e/ou Aterros Sanitários.
4. Avaliação dos níveis de metais pesados no Córrego Monte Alegre, desde
sua nascente até a confluência com o córrego Ribeirão Preto, avaliando se
as características microbiológicas e físico-químicas de suas águas estão
sendo afetadas pelo lançamento de efluentes de diversas atividades locais,
talém da disposição de resíduos sólidos, tais como a atividade açucareira
Conclusões 112
e a existência de um hospital de grande porte em suas margens, como o
HCFMRP/USP, que não possui sistema de tratamento de seus efluentes.
5. Estudo da caracterização dos RSM e dos RSS gerados no município,
avaliando as fontes de metais pesados.
Muito há, ainda, que se investir em recursos humanos e materiais para o
aprimoramento de metodologias e investigações específicas para a avaliação e
monitoramento ambiental, no que se refere a poluentes químicos. Com esta pesquisa
foi possível a geração de importantes conhecimentos relativos à questão do
gerenciamento de resíduos sólidos, não apeans no âmbito municipal, mas também,
para o próprio país, pela possibilidade de se conhecer parte de uma realidade ainda
pouco explorada em nosso meio. Espera-se contribuir, também, para a tomada de
decisões político-administrativas no gerenciamento de resíduos sólidos no Brasil.
5. CONSIDERAÇÃOES FINAIS
Dentre os problemas ambientais que entraram no cenário público
internacional, a partir da década de 70, um dos que mais vem sendo
destacado é a crescente poluição química e seus impactos sobre a
qualidade da água, ar, solo e alimentos em várias regiões do planeta e
o reconhecimento científico dos chamados riscos ecológicos globais a
ela associados, que formam parte determinante e condicionante do
processo saúde-doença.
No âmbito do gerenciamento dos resíduos sólidos, a Organização Mundial da
Saúde (OMS, 2001), assinala a necessidade de se identificar os contaminantes
potencialmente adversos, dentre os quais, os metais pesados que foram definidos
como contaminantes prioritários pela sua toxicidade, permanência ambiental,
mobilidade e grau de bioacumulação. Ações integrais, além de caraterizar estes
contaminantes no meio ambiente, devem servir de instrumentos, através dos quais,
seja avaliado o risco que estes contaminantes representam para a saúde pública.
A questão dos resíduos sólidos gerados pela sociedade atual encontra-se num
limiar que tem obrigado, não apenas as autoridades sanitárias e ambientais, mas
também a população, a buscar soluções alternativas para um gerenciamento que
Considerações finais 114
atenda às recomendações técnicas e legais, em função dos riscos à saúde pública e ao
meio ambiente.
Considerando-se que a concepção atual dos principais determinantes do
processo saúde-doença dá ênfase aos fatores ligados ao ambiente físico e social, não
privilegiando os de ordem biológica e, ainda, que o modelo de assistência à saúde é
regido por princípios que buscam, dentre outros, um equilíbrio entre os diferentes
fatores e ações que interferem nesse processo, há que se buscar, também, uma
melhor organização do sistema de informação para instrumentalizar as políticas
ligadas ao meio ambiente e à saúde.
Nesse sentido, as informações geradas com esta investigação têm um
relevante significado, não apenas no âmbito das informações alcançadas, mas
também, no direcinamento para a necessidade de se articular ações interdisciplinares
e intersetoriais para o equacionamento de problemas ambientais que, por sua vez,
guardam estreita relação com a saúde humana e conseqüentemente com a qualidade
de vida.
A intersetorialidade é considerada um conceito-chave, significando a
integração entre vários setores do governo envolvidos, direta ou indiretamente, em
torno de problemas de saúde e ambiente.
Assim, considera-se que o presente trabalho através do qual interagiram
diferentes setores guvernamentais, é resultado do processo de interdisciplinaridade
que o setor saúde vem vivenciando ao longo dos últimos anos, mediante a
otimização dos mecanismos de articulação e integração setorial, permitindo a
geração de novos conhecimentos que possam instrumentalizar as ações da vigilância
Considerações finais 115
das políticas públicas, em particular aquelas relacionadas ao meio ambiente, dentro
do contexto da saúde coletiva.
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